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Tesis Doctoral

Pautas para la remediación yPautas para la remediación yrecuperación de áreas sujetas arecuperación de áreas sujetas a

contaminación mixta de cuencascontaminación mixta de cuencasurbanas y periurbanas de llanuraurbanas y periurbanas de llanura

Melignani, Eliana

2017-03-29

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Cita tipo APA:

Melignani, Eliana. (2017-03-29). Pautas para la remediación y recuperación de áreas sujetas acontaminación mixta de cuencas urbanas y periurbanas de llanura. Facultad de CienciasExactas y Naturales. Universidad de Buenos Aires.

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Melignani, Eliana. "Pautas para la remediación y recuperación de áreas sujetas acontaminación mixta de cuencas urbanas y periurbanas de llanura". Facultad de CienciasExactas y Naturales. Universidad de Buenos Aires. 2017-03-29.

UNIVERSIDAD DE BUENOS AIRES

Facultad de Ciencias Exactas y Naturales

Departamento de Ecología, Genética y Evolución

Pautas para la remediación y recuperación de áreas sujetas a contaminación mixta de cuencas urbanas y periurbanas de

llanura

Tesis presentada para optar al título de

Doctor de la Universidad de Buenos Aires

en el área: CIENCIAS BIOLÓGICAS

Eliana Melignani Directores de Tesis: Laura I. de Cabo

Ana M. Faggi Consejero de Estudios: Irina Izaguirre Lugar de trabajo: Museo Argentino de Ciencias Naturales Bernardino Rivadavia Buenos Aires, 2017

ii

Pautas para la remediación y recuperación de áreas sujetas a

contaminación mixta de cuencas urbanas y periurbanas de llanura

En esta tesis se evaluó la calidad ambiental de ribera en 88 sitios de cuencas urbanas y

periurbanas de llanura sometidos a contaminación mixta (río Matanza-Riachuelo, frente

estuarial del Río de la Plata, río Reconquista y arroyo Buñirigo) a través de un Índice de

Calidad de Ribera de Usos Múltiples. Se realizaron bioensayos de fitorremediación con

Eichhornia crassipes y Eichhornia azurea expuestos a distintas concentraciones de cobre y

cadmio para la aplicación en la remediación de la contaminación de las riberas. Por último,

se integraron los resultados en una propuesta de rehabilitación socioambiental de zonas

ribereñas de dichas cuencas.

La calidad ambiental riparia fue en general buena. Las condiciones deficientes se

asociaron a un espacio ripario muy reducido, impermeabilizado y/u ocupado; conectividad

escasa o nula; canal modificado; escasa vegetación palustre; invasión de especies exóticas;

mala calidad de agua; acumulación de basura; numerosas estructuras de acceso al curso de

agua y uso del suelo asociado a urbanización densa y asentamientos precarios, así como

actividad agropecuaria e industrial.

E. crassipes y E. azurea mostraron gran tolerancia y acumulación de altas

concentraciones de cobre (0–25 mg Cu/L en agua y 0–1700 mg Cu/kg en suelo) y cadmio

(0–10 mg Cd/L en agua y 0–50 mg Cd/kg en suelo), mayormente en raíces, siendo ambas

especies adecuadas para la aplicación en fitorremediación de aguas y suelos contaminados.

Para la propuesta de rehabilitación se recomienda: mejorar y aumentar el espacio ripario

y la conectividad entre el curso de agua y el ecosistema adyacente, recuperar la naturalidad

de las riberas y del canal, mejorar y aumentar la cobertura de plantas nativas y disminuir la

de exóticas, y disminuir el impacto de los usos del suelo urbano y con actividad

agropecuaria e industrial. Se realizó la implementación en dos áreas piloto en la cuenca

Matanza-Riachuelo, (arroyo Ortega, partido de Esteban Echeverría, cuenca media y

Riachuelo, cuenca baja), con la recuperación de la vegetación palustre a través de la

instalación de biorrollos vegetados en las riberas. Los proyectos se realizaron en

colaboración con entes gubernamentales y educativos de la comunidad local.

Palabras clave: índice, calidad de ribera, fitorremediación, Eichhornia crassipes, Eichhornia azurea, rehabilitación ambiental

iii

Guidelines for the remediation and recovery of areas subject to mixed pollution in urban and periurban lowland watersheds

In this thesis the riparian environmental quality of 88 sites of urban and periurban

lowland watersheds subject to mixed pollution (Matanza-Riachuelo River, coastal front of

Río de la Plata, Reconquista River and Buñirigo Stream) was assessed through a Riparian

Quality Index of Multiple Uses. Phytoremediation bioassays with Eichhornia crassipes

and Eichhornia azurea exposed to different copper and cadmium concentrations were

performed in order to apply the technique to the remediation of the pollution in the riparian

area. Lastly, the results were integrated in a socioenvironmental rehabilitation design for

the riverbanks in the mentioned watersheds.

The riparian environmental quality was good in general. The deficient conditions were

associated to a reduced, impervious or occupied riparian space; limited or absent

connectivity; a modified channel; scarce macrophytes; exotic species invasion; poor water

quality; garbage accumulation; numerous access structures to the watercourse and land use

associated to dense urbanization and agriculture, livestock production and industry.

E. crassipes and E. azurea showed great tolerance to high concentrations of copper (0–

25 mg Cu/L in water medium and 0–1700 mg Cu/kg in soil substrate) and cadmium (0–10

mg Cd/L in water medium and 0–50 mg Cd/kg in soil substrate) as well as great

accumulation ability, mainly in the roots. Both species are adequate for the application in

phytoremediation of polluted water and soil.

For the rehabilitation design the following measures are recommended: the

improvement and increase of the riparian space and the connectivity between the

watercourse and the adjacent ecosystem, the recovery of the naturalness of the riverbanks

and the channel, the improvement and increase of the native vegetation cover and the

decrease of the exotic vegetation cover and the decrease of the impact of urban,

agriculture, livestock and industrial land use. The implementation of the rehabilitation

measures was performed in two pilot areas in Matanza-Riachuelo watershed (Ortega

stream, middle basin, and Riachuelo, lower basin), with the recovery of the macrophytes

performed through the application of vegetated biorolls on the banks. Both projects had the

support of the local government and educational institutions.

Keywords: index, riparian quality, phytoremediation, Eichhornia crassipes, Eichhornia azurea, environmental rehabilitation

iv

AGRADECIMIENTOS

A mis directoras Ana Faggi y Laura de Cabo por su confianza, su tiempo, su guía y sus

consejos.

A mis compañeras de trabajo Patricia Perelman y Marcela Huerta de la Rocha por charlas

y almuerzos compartidos. A Marcela por la ayuda en las tareas de invernáculo y

laboratorio.

A las pasantes Azul Sosa y Ailén Ferreyra por la ayuda en las tareas de invernáculo y

laboratorio.

A mis compañeros María Victoria Casares, Gabriel Basílico, Pablo Perepelizin, Bárbara

Guida Johnson, Marina Homberg y el equipo de Gustavo Zuleta por los momentos

compartidos, las salidas de campo y el aprendizaje juntos.

A Cristian Weigandt y al equipo de Alicia F. de Iorio de la Cátedra de Química Analítica

de la Facultad de Agronomía por el procesamiento de las muestras de metales pesados.

Al equipo de Rodolfo Mendoza por la ayuda, el espacio y los materiales compartidos en el

laboratorio y el invernáculo.

A Carolina Risolo y al equipo de la Agencia de Protección Ambiental de la Ciudad de

Buenos Aires, a Lautaro Lorenzo de la Subsecretaría Agencia para el Desarrollo Sostenible

de Esteban Echeverría y a Marcelo Diez y sus alumnos del Instituto Superior de Formación

Docente y Técnica Nº35 ―Profesor Vicente D‘Abramo‖ de Monte Grande por la

colaboración y el apoyo en los proyectos de rehabilitación de riberas.

A Anette Voigt, Sophie Eisenreich, Johanna Schnellinger, Veronika Fischl y al equipo de

Jürgen Breuste del grupo de investigación de Ecología Urbana y del Paisaje de la

Universidad Paris-Lodron (Salzburgo, Austria) por recibirme y colaborar en la publicación

―La cuenca Matanza-Riachuelo: una mirada ambiental para recuperar sus riberas‖.

Al CONICET por la financiación de becas y subsidios para la realización de este proyecto,

al Museo Argentino de Ciencias Naturales ―Bernardino Rivadavia‖ y su personal por

darme un lugar y recibirme cálidamente durante la realización de este proyecto y al

Ministerio de Ciencia, Tecnología e Innovación Productiva por la financiación del viaje de

estudio a Austria.

A mi familia, mis amigos y mis seres queridos por el amor y el apoyo en la vida.

Y en especial a mi esposo Santi y a nuestro hijo Nacho por el amor, el apoyo y la paciencia

durante este último tramo.

v

INDICE

INTRODUCCIÓN GENERAL 1

OBJETIVOS 12

CAPÍTULO 1. RELEVAMIENTO DE VEGETACIÓN Y EVALUACIÓN DE CALIDAD DE

RIBERA 13

Introducción 13

Las riberas fluviales 13

Funciones y servicios ecosistémicos de las riberas 14

Vegetación riparia 19

Índice de Calidad de Ribera de Usos Múltiples (ICRUM) 20

Índices RQI (Riparian Quality Index) 21

Índice QBR (Qualitat del Bosc de Ribera) 22

AusRivAS (Australian River Assessment System) 23

Parámetros seleccionados 24

Objetivo 41

Hipótesis 41

Metodología 41

Área de estudio 41

Selección de sitios 49

Sitios de referencia y paisajes asociados 49

Toma de datos 57

Relevamiento de la vegetación 57

Valoración del Índice de Calidad de Ribera de Usos Múltiples (ICRUM) 58

Procesamiento de los datos y análisis estadístico 71

Vegetación 71

Índice de Calidad de Ribera de Usos Múltiples (ICRUM) 71

Resultados 72

Relevamientos de vegetación 72

Vegetación general 72

Pastizal (sitios de la cuenca alta y media del río Matanza-Riachuelo vs. sitios de referencia) 79

Bosque de ribera (sitios de la cuenca baja del río Matanza-Riachuelo y frente estuarial vs. sitios de referencia) 81

Evaluación de calidad de ribera 82

vi

Cuenca Matanza-Riachuelo 83

Frente estuarial 86

Sitios de referencia 90

Análisis de componentes principales (ACP) 92

Discusión 100

Relevamientos de vegetación 100

Riqueza de especies y origen (nativas vs. exóticas) 100

Diversidad 106

Evaluación de calidad de ribera 111

CAPÍTULO 2. BIOENSAYOS CON PLANTAS NATIVAS 119

Introducción 119

Cobre 119

Cadmio 121

Importancia del uso de plantas nativas 123

Tipos de plantas utilizadas en fitorremediación 124

Objetivo 125

Hipótesis 126

Metodología 126

Selección de especies 126

Selección de metales pesados, tratamientos y duración de los bioensayos 127

Procedencia y aclimatación de las plantas 128

Preparación de sustratos 130

Diseño experimental 131

Bioensayos en agua 131

Bioensayos en suelo 134

Mediciones en sustrato y material vegetal 135

Análisis físico-químicos 135

Determinaciones de metales pesados en sustrato y material vegetal 136

Estimación de la especiación de cobre y cadmio en agua 138

Estimación del crecimiento de Eichhornia crassipes y E. azurea y capacidad de absorción y translocación del metal acumulado 138

Estimación del daño por metales pesados en hojas de E. azurea 139

Curva de captación de metales por E. crassipes y E. azurea 139

Análisis estadístico 140

Resultados 140

Bioensayos con agregado de cobre 140

vii

Eichhornia crassipes en agua 140

Eichhornia azurea en suelo 144

Bioensayos con agregado de cadmio 151

Eichhornia crassipes en agua 151

Eichhornia azurea en suelo 156

Discusión 162

Bioensayos con agregado de cobre 162

Eichhornia crassipes en agua 162

Eichhornia azurea en suelo 166

Comparación de la capacidad de tolerancia y absorción de cobre en E. crassipes y E. azurea 170

Estimaciones para la aplicación de E. azurea en fitorremediación de cobre 171

Bioensayos con agregado de cadmio 172

Eichhornia crassipes en agua 172

Eichhornia azurea en suelo 177

Comparación de la capacidad de tolerancia y absorción de cadmio en E. crassipes y E. azurea 179

Estimaciones para la aplicación de E. azurea en fitorremediación de cadmio 181

PROPUESTA DE REHABILITACIÓN PARA LAS RIBERAS DE CUENCAS URBANAS Y

PERIURBANAS 184

Introducción 184

Objetivo 188

Medidas y propuesta de rehabilitación 188

Necesidades de rehabilitación de las riberas 188

Medidas para la propuesta de rehabilitación 189

Incorporación del aspecto social en la propuesta de rehabilitación 194

Ejemplos de aplicación de la propuesta de rehabilitación ambiental de las riberas con técnica de fitorremediación 201

Caso 1: Arroyo Ortega 201

Caso 2: Riachuelo 208

Discusión sobre las experiencias de los ejemplos de aplicación 210

DISCUSIÓN FINAL Y CONCLUSIONES 213

REFERENCIAS 219

1

INTRODUCCIÓN GENERAL

Las modificaciones humanas del ambiente natural afectan en gran medida las

estructuras y funciones de los ecosistemas. Entre ellos, los ecosistemas acuáticos en

general, y los ríos en la periferia de las áreas urbanas en particular, son especialmente

vulnerables. Esto es debido a la concentración poblacional, la intensidad en el uso de la

tierra y la explotación extendida (Atkinson et al., 2010). Las riberas fluviales, junto con las

llanuras de inundación, están entre los paisajes más alterados del mundo. Continúan

desapareciendo a un ritmo alarmante debido a que la conversión del uso del suelo en estas

áreas es mucho mayor que en otros tipos de paisaje. El cambio en el uso del suelo, en

particular la urbanización sin planificación apropiada, ha conducido a la degradación de los

ríos y sus corredores. En algunos casos, incluso hacia situaciones completamente

irreversibles (Munné & Prat, 2004). En los ríos y zonas ribereñas, las alteraciones

introducidas por el hombre incluyen (Atkinson et al., 2010; Magdaleno Mas, 2013; Munné

& Prat, 2004):

– intervenciones de regulación del cauce (trabajos de ingeniería civil, desarrollos

hidroeléctricos y represas, obras de defensa contra inundaciones, modificación de la

morfometría de las zonas inundables, desestabilización morfodinámica en el equilibrio

erosión/sedimentación, canalización),

– intervenciones en las riberas (infraestructura de paso),

– intervenciones en los ecosistemas (desmonte de tierras, avance de especies invasoras,

extracción de áridos),

– cambios en el uso de la tierra (actividad agropecuaria, expansión de áreas urbanas,

aumento de superficies impermeables) y

– eutrofización y contaminación ambiental (vertidos derivados de actividades

agropecuarias, industriales o domésticas).

Tales perturbaciones inhiben los ciclos naturales de actividades biológicas y físicas,

han modificado las condiciones ambientales de los ecosistemas y han reducido su

capacidad para albergar una comunidad bien estructurada (Correll, 2005). Esto ha

provocado la reducción de la diversidad biológica, potenciando la presencia de especies

oportunistas y el éxito en la supervivencia de especies invasoras que, en muchos casos, se

expanden con elevadas biomasas (Munné & Prat, 2004). La continua degradación del

medio natural y la emergente sensibilización social instan a revertir la situación y recuperar

las funciones y servicios ecosistémicos que se han perdido por la intervención humana. Por

2

ello, se ha generado la necesidad de elaborar y diseñar sistemas de diagnóstico e

indicadores de calidad, para poder cuantificar el impacto de las alteraciones sobre el

ambiente e identificar su origen. Una vez realizado el diagnóstico, es imperativo

implementar programas de medidas preventivas y correctoras, poniendo a prueba las

diferentes técnicas de rehabilitación (Munné & Prat, 2004).

El diagnóstico del estado de los ecosistemas acuáticos a través del análisis biológico

no es una práctica reciente. Los estudios europeos de contaminación en los que se

identificaban organismos acuáticos indicadores de degradación ambiental datan del siglo

XIX. Desde ese momento, las investigaciones y el monitoreo en estos ecosistemas se ha

basado en especies indicadoras como método primario de diagnóstico y herramienta de

monitoreo. Cerca de los años 70, surgieron los análisis a nivel de comunidad como

alternativa al uso de una única especie indicadora. Más recientemente, se han introducido

los enfoques de ecosistema y paisaje. Actualmente, se utiliza un amplio rango de

herramientas de evaluación (Bain et al., 2000). El estado ecológico se determina utilizando

uno o más componentes bióticos, junto con factores ambientales, que directa o

indirectamente afectan las variaciones espaciales y temporales de la biota. En la evaluación

se asume que las respuestas, las condiciones y/o la integridad comunitaria pueden ser

utilizadas para evaluar la integridad ecológica de un ecosistema. Comúnmente se basa en el

concepto de comparación de la condición actual contra la esperada, donde ésta última

representa la condición a un tiempo predefinido, como la condición de referencia o la

condición natural, en ausencia de disturbio o alteración humana (Stoddard et al., 2006).

Para el diagnóstico ambiental de las áreas ribereñas, una herramienta muy apropiada

es un índice de calidad de ribera. Ayuda a sintetizar información sobre su estado ecológico

a través del diagnóstico del impacto de las actividades humanas, y de las propias fortalezas

y debilidades naturales de cada sitio a evaluar. De esta manera, se contribuye al diseño e

implementación de acciones de rehabilitación, en los casos de degradación severa, o bien a

potenciar y conservar las capacidades regenerativas del ecosistema natural, en los casos de

mejores condiciones ambientales. El diagnóstico del estado ambiental dará la pauta para un

proceso de recuperación del área afectada. En este sentido, se utilizan numerosos términos

de significado similar pero que implican diferentes resultados. La restauración está

dirigida a recrear el estado físico, químico y biológico prístino. Esto implica un completo

retorno al estado estructural y funcional previo al disturbio, así como que el estado es

prístino, es decir, perfecto y saludable. La rehabilitación indica un proceso de retorno

parcial estructural y/o funcional al estado previo al disturbio en el aspecto ecológico

3

(incluyendo los aspectos físico-químico, biológico, e hidromorfológico en el caso de un

río). Es decir que se diferencia de la restauración en que no implica un retorno completo al

estado previo al disturbio. La renaturalización describe una forma de llevar el ecosistema

del río a un estado natural, aunque no necesariamente prístino. La mejora implica un

progreso en el estado del río y sus alrededores, generalmente ligado a la valorización de las

propiedades ecológicas, socioeconómicas y estéticas (Bradshaw, 1996; Schanze et al.,

2004). Los procesos de remediación de la contaminación buscan recuperar las condiciones

ambientales saludables más similares posibles al estado prístino original en términos de

integridad ecológica. Dado que ciertos cambios humanos en los ecosistemas fluviales son

irreversibles o parcialmente reversibles, una definición de integridad ecológica sería ―el

mantenimiento de la estructura y función de la comunidad característica de un sitio

particular o que sea considerada satisfactoria para la sociedad‖ (Schanze et al., 2004).

Las situaciones que tienen potencial de restauración son aquellas en las que el

disturbio puede ser eliminado. De lo contrario, un mejoramiento limitado de la situación

existente puede ser la única posibilidad (Goodwin et al., 1997). La restauración debería ser

lograda con el mínimo aporte de energía posible, manipulando elementos del ecosistema y,

preferiblemente, promoviendo procesos reversibles. Este enfoque resulta más eficiente a

largo plazo que intentar controlar o reemplazar todas las funciones naturales por

intervenciones humanas (Jungwirth et al., 2002). La definición de restauración es una

visión idealista poco probable de ser alcanzada en sitios como ríos con largas historias de

degradación. Esto se debe a las dificultades de definir y acordar en el estado previo al

disturbio y, luego, de proveer fondos y llevar a cabo un completo cambio estructural y

funcional. En los casos de los ríos de llanura urbana y periurbana, los términos

rehabilitación, remediación, e incluso renaturalización, resultan más apropiados para

describir el enfoque de recuperación del estado ambiental ripario, debido a las inevitables

limitaciones del entorno. Sumado a esto, la mejora, en cuanto a la revaloración de los

aspectos no ecológicos (social, económico, estético, cultural), es de gran relevancia en los

ambientes de fuerte influencia antrópica (Schanze et al., 2004). De aquí en adelante se

utilizará el término rehabilitación en referencia a las medidas y propuestas destinadas a

mejorar la calidad ambiental riparia.

Una de las tecnologías utilizadas en los procesos de rehabilitación de las riberas es la

fitorremediación. La fitorremediación es el uso de plantas y microbios asociados para

reducir las concentraciones o efectos tóxicos de los contaminantes en el ambiente. Puede

ser utilizada para la remoción de metales pesados y radioisótopos, así como de

4

contaminantes orgánicos (como hidrocarburos aromáticos policíclicos –HAP–, bifenilos

policlorados –BPC– y pesticidas). Las plantas pueden remover, reducir, transformar,

mineralizar, degradar, volatilizar o estabilizar estos contaminantes. Esta tecnología es

considerada una estrategia de rehabilitación novedosa, rentable, eficiente, ambientalmente

amigable, aplicable in situ y energéticamente económica y sustentable, ya que funciona

con energía solar (Ali et al., 2013). Las estrategias de fitorremediación se basan en los

mecanismos fisiológicos básicos que tienen lugar en las plantas y en los microorganismos

asociados a ellas, tales como transpiración, fotosíntesis, metabolismo energético y

nutrición. Estas estrategias son: fitofiltración, fitoestabilización, fitodegradación,

rizodegradación, fitoextracción y fitovolatilización. Se pueden utilizar como medio de

contención (fitofiltración y fitoestabilización) o de eliminación (fito y rizodegradación,

fitoextracción y fitovolatilización) de los contaminantes. Las mismas se detallan a

continuación (Delgadillo-López et al., 2011):

Fitofiltración (o rizofiltración): remoción de los contaminantes del agua superficial a

través de la absorción o adsorción por las raíces de las plantas, minimizando el

movimiento de los mismos a las aguas subterráneas.

Fitoestabilización (o fitoinmovilización): reducción de la movilidad y biodisponibilidad

de los contaminantes en el suelo por procesos de absorción, adsorción, precipitación,

complejación o reducción de la valencia en la rizósfera. De esta manera, se limita su

migración a las aguas subterráneas y la entrada en la cadena trófica. Esta estrategia no

es una solución permanente, ya que los contaminantes permanecen en el suelo.

Fitodegradación: transformación de los contaminantes orgánicos en productos

inofensivos, o mineralización hasta la obtención de CO2 y H2O. En este proceso, los

contaminantes son metabolizados dentro de los tejidos vegetales. Las plantas producen

enzimas, como la dehalogenasa y la oxigenasa, que ayudan a catalizar la degradación.

Esta técnica no depende de microorganismos de la rizósfera. Por definición, su uso está

limitado a contaminantes orgánicos.

Rizodegradación: transformación de los contaminantes orgánicos en el suelo por

microorganismos de la rizósfera. Las plantas pueden estimular la actividad microbiana

entre 10–100 veces en la rizósfera por la secreción de exudados que contienen

carbohidratos, aminoácidos y flavonoides. Estos exudados proveen fuentes de carbono

y nitrógeno a los microbios del suelo y crean un entorno rico en nutrientes, en el cual la

5

actividad microbiana es estimulada. Las plantas también liberan ciertas enzimas

capaces de degradar contaminantes orgánicos del suelo.

Fitoextracción (también conocida como fitoacumulación, fitoabsorción o

fitosecuestro): absorción de los contaminantes del suelo o agua mediante las raíces, y

su translocación y acumulación en tallos y hojas. La translocación del contaminante, en

particular del metal, a la parte aérea de la planta es un proceso bioquímico crucial y

muy deseable. Esto permite cosecharla biomasa aérea, ya que la recolección de las

raíces es más dificultosa.

Fitovolatilización: absorción de contaminantes del suelo, conversión a formas volátiles

y translocación hacia las hojas, con la subsecuente volatilización hacia la atmósfera.

Esta técnica puede ser usada para contaminantes orgánicos y algunos inorgánicos,

como mercurio o selenio. Sin embargo, su uso es limitado por el hecho de que no

remueve el contaminante, sino que lo transfiere de un compartimento (suelo) a otro

(atmósfera) donde puede ser nuevamente depositado. Esta estrategia de

fitorremediación es la más controversial.

La contaminación de la biosfera por metales pesados es una de las más preocupantes

en los últimos tiempos. La fuente natural más importante de metales pesados proviene del

afloramiento de la roca madre. Su liberación al suelo y al agua depende de las condiciones

ambientales, así como de los procesos de erosión que actúan sobre ella. Sin embargo, el

aumento de actividades antropogénicas, en particular las de origen industrial, han

incrementado abruptamente las concentraciones de metales desde el siglo XX. Este tipo de

contaminación es una de las más difíciles de tratar, ya que los metales pesados (Sheoran et

al., 2011):

no pueden ser degradados por procesos químicos o microbiológicos,

tienden a acumularse en el suelo,

son transportados por corrientes de aguas, contaminando el agua superficial y

subterránea, y

afectan la salud de los seres vivos, ya que se transfieren y acumulan en la cadena

trófica.

Las áreas contaminadas con metales con frecuencia albergan especies de plantas

características, las metalofitas. Estas plantas presentan mecanismos biológicos para

restringir, tolerar o desarrollarse en suelos con elevadas concentraciones de metales

6

(Sheoran et al., 2011). Las metalofitas se dividen en cuatro categorías (Ali et al., 2013;

Prasad, 2004; Sheoran et al., 2011):

Exclusoras: acumulan metales pesados del sustrato en sus raíces pero restringen su

transporte y entrada a las partes aéreas.

Indicadoras: acumulan metales en sus partes aéreas, generalmente reflejando las

concentraciones de metales en el sustrato. Estas plantas muestran síntomas de toxicidad.

Acumuladoras: al igual que las indicadoras, acumulan metales pesados en sus partes

aéreas reflejando las concentraciones de metales en el sustrato pero, en este caso, no

manifiestan síntomas de toxicidad.

Hiperacumuladoras: pueden acumular metales en sus tejidos aéreos a niveles que

exceden los del suelo o los de las plantas vecinas no acumuladoras (1% del peso seco).

Presentan una hipertolerancia a metales. Pueden acumularlos en sus tejidos aéreos 100

veces más que el resto de las plantas, sin reducir su biomasa. Logran factores de

translocación (relación entre la concentración del metal en las estructuras aéreas con

respecto a las raíces) mayores a 1.

Las plantas acumuladoras e hiperacumuladoras resultan las más apropiadas para

utilizar en técnicas de fitorremediación. Por un lado, son capaces de resistir las condiciones

adversas de los sitios contaminados. Por el otro, cumplen con el objetivo deseable de

acumularlos contaminantes que se encuentran difusos en los sustratos y concentrarlos en

sus tejidos. De esta manera, se evita su dispersión en el ambiente y se posibilita,

eventualmente, su cosecha para la remoción del contaminante. En este contexto, es muy

importante el estudio de la vegetación de las riberas, en particular de áreas contaminadas.

Existen numerosas especies que han sido probadas en ensayos de laboratorio y también a

campo con distinto grado de éxito: especies del género Salvinia (Dhir & Srivastava, 2011;

Phetsombat et al., 2006) y Thlaspi (Verbruggen et al., 2009a, 2009b), Azolla filiculoides

(Sela et al., 1989), Lemna gibba (Khellaf & Zerdaoui, 2010), Hydrocotyle umbellata

(Khilji & Bareen, 2008) y Limnocharis flava (Abhilash et al., 2009), entre muchas otras.

También continúan apareciendo reportes de nuevas especies con vistas a confirmar su

capacidad hiperacumuladora (Van der Ent et al., 2013). Se conocen muchas especies

nativas promisorias, tanto acuáticas como asociadas a la zona palustre, que han sido

utilizadas en distintos tipos de experiencias de fitorremediación (Salvinia biloba, S.

minima, Pistia stratiotes, Eichhornia crassipes, Typha domingensis, Potamogeton pusillus,

Myriophyllum aquaticum, Schoenoplectus americanus, Phragmites australis, Spirodela

7

intermedia) (Rosa et al., 2014). Sin embargo, ninguna de estas especies ha categorizado

como hiperacumuladoras, es decir, que sean capaces de acumular 1% (o más de 1000 ppm)

del contaminante con respecto a su peso seco en tejidos aéreos (Ali et al., 2013; Prasad,

2004; Sheoran et al., 2011). Según la bibliografía disponible hasta el momento, la única

excepción es el género Azolla, del cual destaca la especie A. filiculoides (Sood et al., 2012).

Como todas las tecnologías, la fitorremediación presenta tanto ventajas como

limitaciones de su aplicación para la rehabilitación de ambientes contaminados. A

continuación se detallan algunas de ellas (Ali et al., 2013; Delgadillo-López et al., 2011;

Shah & Nongkynrih, 2007):

Ventajas

Es una tecnología sustentable y rentable, ya que las plantas y microorganismos

asociados consumen energía renovable (la energía solar) para realizar sus funciones

vitales.

Las plantas ofrecen un método permanente, in situ, no intrusivo y autosostenido de

remoción de contaminantes del sustrato. Algunas especies de crecimiento rápido y alta

producción de biomasa también pueden ser utilizadas para producción de energía.

Es eficiente tanto para contaminantes orgánicos como inorgánicos.

Se puede emplear en agua, suelo, aire y sedimentos.

Permite el reciclado de recursos (agua, biomasa, metales).

Actúa positivamente sobre el suelo, mejorando sus propiedades físicas y químicas,

debido a la formación y establecimiento de una cubierta vegetal, previniendo la erosión

y el lixiviado.

Previene futura contaminación, ya que la presencia de las plantas actúa en el ambiente

procesando la contaminación actual.

A través de la bioacumulación se favorece la sectorización de la contaminación difusa.

Evita la excavación y el tránsito pesado.

Es poco perjudicial para el ambiente.

Es apropiada para la aplicación a gran escala, donde otros métodos de remediación no

son rentables o practicables.

No se necesita transportar el sustrato contaminado, con lo que se disminuye la

dispersión de contaminantes a través del aire, agua o suelo.

Su costo de instalación y mantenimiento es menor que el de otras tecnologías, ya que

no requiere personal especializado para su manejo.

8

Tiene una alta probabilidad de ser aceptada por el público, ya que es estéticamente

agradable.

En el caso de utilizarse especies nativas, promueve la recuperación de la biodiversidad

local.

Puede ser utilizada como una herramienta de educación ambiental y participación

social, incluyendo al público en espacios recuperados a través de esta técnica.

Limitaciones

La fitorremediación es un proceso relativamente lento, en particular en especies

leñosas.

Sólo es aplicable a sitios con baja a moderada contaminación por metales pesados, ya

que el crecimiento de las plantas no se sostiene en suelos con alta carga contaminante.

La eficiencia de las plantas hiperacumuladoras suele estar limitada por su tasa de

crecimiento y su rendimiento de biomasa.

Su acción está restringida a sitios de contaminación superficial dentro de la rizósfera de

la planta.

La biodisponibilidad de los contaminantes en el suelo es limitada, en particular de la

fracción residual, ya que en este caso poseen una unión ligando-metal más fuerte.

La solubilidad de algunos contaminantes puede incrementarse, resultando en un mayor

daño ambiental o migración de contaminantes.

En el caso de la fitovolatilización, los contaminantes acumulados en las hojas pueden

ser liberados nuevamente al ambiente.

Los contaminantes acumulados en la biomasa pueden liberarse nuevamente al ambiente

por muerte y descomposición de la planta si ésta no es cosechada.

Puede haber riesgo de contaminación de la cadena alimenticia en caso de mal manejo.

Por el momento, la cantidad conocida de especies tolerantes o acumuladoras es

limitada.

Una vez elegidas y probadas las tecnologías a aplicar en los procesos de

rehabilitación, es necesario elaborar un plan de medidas correctivas, y eventualmente

preventivas, para llevarlo a la práctica. En primer lugar, se debe definir qué sectores del

área estudiada tienen mayor necesidad y potencial de rehabilitación, tanto en términos

físico-químicos y biológicos, como socioeconómicos (Guida Johnson, 2015). En segundo

lugar, se deben definir las medidas correctivas específicas a aplicar en cada sector. Por

último, puede resultar útil realizar pruebas piloto a distinta escala de las tecnologías

9

elegidas. Es aquí donde entran en juego las herramientas de gestión, que incluyen las

técnicas de aplicación de las investigaciones realizadas, la participación de los distintos

actores sociales y políticos en la toma de decisiones de los planes de rehabilitación,

monitoreo y control de las mejoras implementadas, y la retroalimentación que se genera a

partir de los resultados obtenidos en todos los aspectos considerados.

En nuestro país, varias cuencas de ríos a lo largo del territorio son un ejemplo muy

representativo de áreas con disturbios y degradación ambiental (Gualdoni et al., 2011;

Kutschker et al., 2009; Miserendino et al., 2011; Sirombra & Mesa, 2012), así como de

elevados niveles de contaminación ocasionados por la actividad antrópica (Miserendino et

al., 2008). Las cuencas urbanas y periurbanas de la llanura pampeana (ej. Giorgi et al.,

2014; Rosso & Fernández Cirelli; Sierra et al., 2013) o el frente estuarial del Río de la

Plata (FREPLATA, 2005; Gómez & Cochero, 2013) constituyen un caso recurrente de

contaminación ambiental. En particular, la cuenca Matanza-Riachuelo es icónica en este

sentido, dado que continuamente recibe efluentes domésticos e industriales (contaminación

mixta) con escaso o nulo tratamiento. En la zona de mayor contaminación, el tramo bajo

conocido como Riachuelo, los aportes provenientes de la actividad industrial datan de más

de dos siglos (Fundación Ciudad, 2002; DPN et al., 2003; Malpartida, 2003). Gran parte de

las descargas contienen metales pesados desechados por curtiembres y otras industrias

pesadas (Brigden et al., 2000, 2010). Esta larga historia de contaminación se ve reflejada

en un tramo del río cuya capacidad de autodepuración se ha saturado. No sólo resulta

afectada la calidad de agua, sino también la de los sedimentos y suelos de las márgenes.

Esto ocasiona que gran parte de la biodiversidad se haya perdido, sin haberse recuperado

aún (ACUMAR, 2011b).

Considerando este tipo de problemáticas, se han elaborado y aplicado distintos

métodos de diagnóstico de calidad ambiental en sistemas fluviales de Argentina. Algunos

utilizan indicadores bióticos, como ser diatomeas (Gómez & Licursi, 2001), invertebrados

epibentónicos (Casset, 2013) o macroinvertebrados (Rodrigues Capítulo et al., 2001).

Otros han elaborado adaptaciones locales del índice QBR –Calidad del Bosque de Ribera–

(QBRp, Kutschker et al., 2009; QBRy, Sirombra & Mesa, 2012). En otros casos, se han

utilizado protocolos que combinan distintos tipos de indicadores (bióticos, de calidad de

agua, de calidad del espacio ribereño, de impacto antrópico) (Corigliano, 2008; Gualdoni

et al., 2011). En particular para la región pampeana, se han desarrollado algunos índices,

como el ICAP (Indice de Calidad de Aguas Pampeanas) e ICRP (Indice de Calidad de

Riberas Pampeanas) (Basílico, 2014; Basílico et al., 2015), el ICR (Indice de Conservación

10

de Ribera) (Feijóo et al., 2012; Troitiño, 2008; Troitiño et al., 2007; Troitiño et al., 2010) o

el IHRUP (Índice del Hábitat para Ríos Urbanos Pampeanos) (Cochero et al., 2014, 2016).

Estos índices consideran parámetros físico-químicos del agua (ICAP), atributos del canal

fluvial y del cauce (ICRP, ICR, IHRUP) y atributos de la zona riparia (ICRP, ICR).

En una sinopsis sobre la fitorremediación en Argentina, Rosa et al. (2014) resaltan

que la mayoría de los estudios se realizó a pequeña escala (principalmente en laboratorio

y/o invernáculo). Las pruebas piloto y a campo sólo fueron llevadas a cabo por un grupo de

investigación en la provincia de Santa Fé, a través de la construcción de humedales

artificiales (Hadad et al., 2006; Maine et al., 2006, 2009), pero no en ambientes naturales.

La información recolectada en experiencias de investigación a diferentes escalas es

indispensable para construir un lazo estrecho y tangible entre el conocimiento teórico y la

práctica, la investigación y la aplicación. Las herramientas de gestión y manejo de

ambientes contaminados, como las cuencas de ríos urbanos y periurbanos, deben contar

con este tipo de información, respaldada por investigación científica.

Por último, el éxito en la aplicación de medidas de rehabilitación depende, en gran

parte, de la aceptación del público. Un público que le interese el problema y que esté

dispuesto a involucrarse, para que finalmente pueda disfrutar de un ambiente sano. Esta

tarea es más fácil de lograr apelando a la comunidad local, que vive y usa el espacio

cotidianamente, que se ve afectada en forma directa por la contaminación. Este aspecto

también debe ser considerado en las propuestas de rehabilitación ambiental riparia.

Atendiendo a estas necesidades, en el marco de esta tesis doctoral se trabajó en

cuencas de la llanura pampeana con distinto grado de urbanización y contaminación

proveniente de la actividad doméstica, agropecuaria e industrial. En estas cuencas se

estudió la calidad ambiental de las riberas y su vegetación a través del desarrollo de un

método de diagnóstico denominado Índice de Calidad de Riberas de Usos Múltiples, que se

detalla en el Capítulo 1. Con la información obtenida en el relevamiento de la vegetación

riparia, se seleccionaron dos especies nativas de distinto hábito, el camalote flotante

(Eichhornia crassipes) y el camalote arraigado (Eichhornia azurea), para ser probadas y

posteriormente utilizadas en técnicas de fitorremediación. Dichas especies fueron

evaluadas en ensayos de laboratorio con distintas concentraciones de metales pesados, uno

de ellos esencial para el crecimiento (cobre) y otro no esencial (cadmio), en sus

correspondientes sustratos (agua para E. crassipes y suelo para E. azurea). Estas

experiencias se desarrollan en el Capítulo 2. Por último, integrando los resultados

obtenidos en los relevamientos de vegetación y calidad de ribera junto con los bioensayos

11

de fitorremediación, se elaboró una propuesta de rehabilitación ambiental de riberas. Parte

de esta propuesta se implementó en dos áreas piloto de la cuenca Matanza-Riachuelo, en

las que se aplicaron biorrollos vegetados con varias especies, entre ellas E. azurea. En

estas experiencias se contó con la participación social local (alumnos de distintos niveles)

y con el apoyo de organismos gubernamentales.

12

OBJETIVOS

Objetivo general

Estudiar el estado de áreas ribereñas sujetas a contaminación mixta en cuencas urbanas

y periurbanas de llanura a través de la aplicación de un índice y evaluar la factibilidad de

su rehabilitación aplicando técnicas de fitorremediación utilizando especies nativas.

Objetivos particulares

Elaborar un índice de calidad de riberas que contemple las características de cuencas

urbanas y periurbanas de la llanura pampeana impactadas por contaminación mixta.

Evaluar la tolerancia, capacidad de absorción y distribución de cobre y cadmio en

especies vegetales autóctonas a través de ensayos estáticos de exposición en distintos

sustratos (agua y suelo).

Proponer medidas de rehabilitación ecológica que contribuyan a la recuperación del

paisaje de sitios degradados de las márgenes del río Matanza-Riachuelo, desde el punto

de vista biológico, ambiental y cultural accesibles a la comunidad.

13

CAPÍTULO 1

RELEVAMIENTO DE VEGETACIÓN Y EVALUACIÓN DE CALIDAD DE RIBERA

Introducción

Las riberas fluviales

Las riberas fluviales o zonas riparias constituyen la interfase entre el ecosistema

acuático y el terrestre. Como ecotono, abarcan un gradiente de factores ambientales,

procesos hidrológicos, geomorfológicos, ecológicos, y sucesiones de comunidades.

Funcionalmente, sus límites se extienden horizontalmente hacia la llanura de inundación,

donde la vegetación puede estar influenciada por la presencia de napas de agua elevadas

y/o inundaciones, y la capacidad del suelo de retener agua (Gregory et al., 1991; Naiman et

al., 1993).

La ribera fluvial es un rasgo clave del paisaje. La importancia de la zona riparia

supera ampliamente su menor proporción en superficie dentro del paisaje fluvial, debido a

su prominente ubicación y las intrincadas relaciones entre el ecosistema acuático y el

terrestre. Los flujos de agua, masas de aire, material particulado y disuelto, y organismos a

través del paisaje son canalizados dentro y a lo largo del valle (Gregory et al., 1991). Los

ríos son sistemas que no se encuentran en equilibrio y que ejercen fuertes efectos en la

formación y estabilidad de hábitats, en los atributos de la vegetación riparia, en la

geomorfología y microclima locales, y en la diversidad de las funciones ecológicas. Por

ello, la zona riparia es la principal receptora de estos cambios, ya que es frecuentemente

perturbada por inundaciones y flujos de detritos que crean un mosaico complejo y

cambiante de relieves. Consecuentemente, la biota varía considerablemente en tiempo y

espacio a lo largo de las márgenes del río, y estas variaciones influyen sobre los procesos

que ocurren en el agua (Naiman et al., 1993).

Las riberas fluviales o zonas riparias constituyen territorios de extraordinaria riqueza

desde el punto de vista ambiental, como consecuencia de los numerosos procesos

ecológicos que albergan, y del elevado rango de funciones y servicios ambientales que

proporcionan. Al mismo tiempo, se trata de áreas frecuentemente ocupadas por el hombre,

quien ha encontrado históricamente en estos espacios condiciones favorables para el

desarrollo de usos y actividades agropecuarias, forestales y urbanísticas, que condicionan

hoy en día su fisonomía y su estado de conservación. La utilización y ocupación humana

de las riberas ha sido una constante desde hace milenios. Muchas de las grandes

14

civilizaciones de la antigüedad, como los sumerios, babilonios y asirios en los ríos Tigris y

Éufrates de la Mesopotamia, o los egipcios a orillas del Nilo, se desarrollaron alrededor de

los ríos y de las zonas ribereñas, en su intento de colonizar áreas favorables para los

asentamientos humanos y sus actividades productivas (Magdaleno Mas, 2013).

Funciones y servicios ecosistémicos de las riberas

El término servicios ecosistémicos, o también servicios ambientales, se refiere a los

beneficios obtenidos de las complejas interacciones entre el ambiente humano y las

funciones de un ecosistema. Los servicios ecosistémicos son considerados factores clave

para llevar una vida sana y próspera, y son significativos para la sustentabilidad de la

sociedad humana. Están basados en funciones básicas de los ecosistemas, como la

provisión de cultivos, la estética y los hábitats del paisaje para la biodiversidad, y la

regulación de la calidad ambiental. En otras palabras, las funciones de los ecosistemas

representan la capacidad de un ecosistema de proveer bienes y servicios para la

satisfacción de las necesidades humanas (Eamus et al., 2005; Lee et al., 2014). La noción

de servicios ecosistémicos se está expandiendo rápidamente en la comunidad científica, de

gestión y el público en general, ya que los ecosistemas han sido reconocidos como un

capital altamente valuable que brinda bienestar humano (MEA, 2005). Los servicios

ecosistémicos también han sido reconocidos como instrumentos para la implementación de

estrategias de conservación de la biodiversidad y el aumento del capital natural.

Los servicios ecosistémicos se dividen en 4 categorías: aprovisionamiento (agua,

alimentos, madera, fibras, combustible, minerales, productos farmacéuticos), regulación

(clima, inundación, desechos, calidad del agua, aire y suelo, polinización, control de plagas

y enfermedades), culturales (beneficios estéticos, espirituales, recreativos, educativos, de

investigación) y servicios de apoyo que son considerados la base de las otras tres

categorías (reciclado de nutrientes, formación del suelo, producción primaria) (MEA,

2005). En particular, las funciones y servicios ecosistémicos que prestan las riberas y la

vegetación asociada tienen un carácter múltiple. Dentro de los principales, se destacan los

siguientes:

Aprovisionamiento

Funcionan como zona de recarga de agua subterránea: las riberas fluviales

constituyen espacios netos de recarga de las aguas subterráneas. La textura, estructura,

permeabilidad y profundidad de los suelos ribereños favorecen la disminución de la

15

escorrentía del agua y mejoran la infiltración. La función de recarga está siempre

asociada al mantenimiento de ciertos estándares de calidad de las riberas, puesto que la

fragilidad de los suelos ribereños conlleva la minimización o eliminación de las

condiciones favorables para la recarga. La función de recarga de agua subterránea del

suelo ripario se ve influida por la presencia de la vegetación de ribera, la cual

contribuye por su parte al proceso incrementando el tiempo de residencia de las aguas

en los terrenos ribereños y favoreciendo que los atributos edáficos presenten

condiciones adecuadas para la recarga (Bentrup, 2008; Magdaleno Mas, 2013).

Favorecen la acumulación de materia orgánica y sedimentos: los flujos de materia y

energía existentes en las zonas de ribera se hallan relacionados con los que se producen

en los ambientes acuáticos y terrestres aledaños. La cantidad de materia entrante es

función de la morfología del cauce, y de la estructura y composición del bosque ripario.

Esto sucede a través de la caída de restos vegetales al cauce, procedentes de la

vegetación ribereña. Esta entrada de materia orgánica puede suponer un elevado

porcentaje del total que circula por el cauce. La materia orgánica se descompone

gracias a la acción de diferentes especies de invertebrados, microbios y hongos, que en

muchos casos dependen directamente de estos restos para su supervivencia. La zona

riparia también puede atrapar sedimentos al reducir la capacidad de transporte del agua

desde la planicie de inundación. En los suelos de la llanura de inundación, la mayor

parte del sedimento fino es material de alta densidad que está compuesto de partículas

de suelo o sedimento mineral recubiertas de material orgánico. Este material debe ser

retenido para servir como recurso nutricional o como hábitat para la mayoría de los

organismos acuáticos. Las piedras pequeñas y los restos de madera atrapan material en

transporte y se acumulan en las zonas de baja velocidad. La retención de sedimentos es

facilitada por el flujo de escorrentía, el cual permite la deposición de partículas y

previene la erosión canalizada por sedimento acumulado. Los rasgos de complejidad

del canal también disminuyen el transporte de agua y solutos, incrementando el

potencial de incorporación biológica o adsorción física del material disuelto (Gregory

et al., 1991; Magdaleno Mas, 2013; Naiman & Décamps, 1997).

Proporcionan hábitat para la flora y la fauna: las especiales condiciones

microclimáticas y la disponibilidad de agua, materia orgánica y nutrientes convierten a

las zonas ribereñas en un hábitat de buena calidad para numerosos organismos

acuáticos y terrestres. La heterogeneidad de ambientes que es posible encontrar en las

riberas, como consecuencia de su morfología cambiante y de su mayor o menor grado

16

de interacción con la hidrología fluvial y el régimen de disturbio asociado a este

ambiente, explica esta capacidad para albergar diferentes hábitats. El efecto final de

esta sinergia es el incremento de la heterogeneidad espacio–temporal en las distintas

zonas de la ribera, y la creación de nuevos mosaicos ecológicos, a través del

mantenimiento o restauración de la conectividad. Esta función de refugio de la

biodiversidad puede ser muy importante en ámbitos particularmente fragmentados,

como las zonas urbanas, o zonas rurales con fuerte presión antrópica por actividades

agropecuarias (Lovell & Sullivan, 2006; Magdaleno Mas, 2013; Mander & Kimmel,

2008; Naiman & Décamps, 1997).

Regulación

Actúan como filtro frente al ingreso de sustancias contaminantes al cauce: el suelo de

la ribera actúa como un efectivo filtro frente a la entrada de contaminantes procedentes

de las zonas adyacentes, ya sea de la escorrentía superficial como subsuperficial. Esta

retención se ve favorecida por su posición en el territorio, y por los procesos

geomorfológicos, hidrológicos y bióticos que son característicos del medio ribereño. Su

carácter de ecotono entre el medio terrestre y acuático hace que todas las aguas de

escorrentía que llegan al cauce deban atravesar este filtro, ya sea en forma superficial,

subsuperficial o subterránea. La retención se ve potenciada por la vegetación que

sustenta el suelo ribereño. Las plantas son capaces de incorporar los nutrientes,

micronutrientes y xenobióticos disueltos, interceptar y retener los sedimentos que

fluyen por el cauce, y remover los contaminantes en suspensión así como los asociados

al material particulado que puedan llegar al agua de escorrentía, que de otra forma

entrarían al curso de agua. Los nutrientes y contaminantes disueltos son transportados

desde el ecosistema terrestre al río a través del agua de escorrentía. Las zonas riparias

están situadas de manera de interceptar la solución del suelo al pasar por la zona

radicular previamente al ingreso al canal. Las plantas riparias también entregan pulsos

estacionales de lixiviados en el río. Como resultado, las zonas riparias pueden

modificar significativamente la cantidad, forma y ritmo del egreso de nutrientes de la

cuenca (Bentrup, 2008; Clerici et al., 2014; Lovell & Sullivan, 2006; Magdaleno Mas,

2013; Mander & Kimmel, 2008; Naiman & Décamps, 1997; Richardson & Moore,

2010).

Regula el microclima del río: la existencia de un microclima en el medio ribereño es

consecuencia del control que ejerce la vegetación sobre las condiciones climáticas

17

básicas (temperatura, luz, viento y humedad), y de la propia influencia de la lámina de

agua del río. Este microclima tiene gran incidencia sobre diversos aspectos y procesos

de la ecología fluvial, como los ciclos de los nutrientes, los mecanismos edáficos, o la

cantidad y calidad de hábitat para la flora y la fauna (Magdaleno Mas, 2013; Naiman &

Décamps, 1997; Richardson & Moore, 2010).

Contribuye a la regulación de la forma y la dinámica del río: las formaciones vegetales

desempeñan un rol determinante en la configuración del río, a través de la resistencia

de la vegetación al flujo del agua y el efecto de los sistemas radiculares sobre la erosión

potencial de las riberas. Esto último, en particular, proporciona estabilidad a las

márgenes, ya que las raíces retienen el suelo de las márgenes y disminuyen los

desprendimientos (Bentrup, 2008; Clerici et al., 2014; Lovell & Sullivan, 2006;

Magdaleno Mas, 2013; Mander & Kimmel, 2008; Naiman & Décamps, 1997;

Richardson & Moore, 2010).

Brinda protección y resguardo: la vegetación en las márgenes mejora el hábitat para

predadores de plagas, reduce los niveles del agua de inundación y la erosión. En

particular, la vegetación leñosa reduce la energía del viento, amortigua los sonidos y

filtra contaminantes y olores en el aire, al actuar como barrera forestal (Bentrup, 2008;

Lovell & Sullivan, 2006).

Culturales

Presentan importante valor paisajístico: las riberas ofrecen una amplia gama de

valores estéticos y culturales en relación con diferentes factores de su fisionomía, como

el relieve, las formaciones vegetales que sustentan o los usos y costumbres

tradicionales que en ellas se desarrollan. Por sus propias características estructurales y

funcionales, las riberas fluviales cuentan con un peso específico considerable en el

paisaje fluvial. Destacan especialmente por su heterogeneidad espacial y por asociarse,

en términos de ecología del paisaje, a diversas componentes básicas en la organización

del territorio: bordes o ecotonos, corredores, hábitats y nodos. Su carácter de corredor

es probablemente uno de los atributos más reconocibles, ya que la dimensión

longitudinal del sistema fluvial suele ser dominante a lo largo de todo su curso,

convirtiendo a la ribera en espacio–corredor en el contexto de la matriz territorial en la

que se dispone. Por ello, las riberas favorecen la percepción de territorios físicamente

alejados, pero sensorialmente cercanos (Bentrup, 2008; Magdaleno Mas, 2013).

18

Aportan posibilidades de usos sociales y económicos variados: en lo que respecta a las

funciones socioeconómicas de las riberas fluviales, son de destacar las asociadas a su

potencial recreativo y económico. Los usos recreativos de las riberas suelen estar

ligados al desarrollo de prácticas deportivas (actividades acuáticas, senderismo),

culturales (visita al patrimonio hidráulico o actividades religiosas tradicionales), y al

disfrute de experiencias sensoriales (la luminosidad, la diversidad de aromas, sonidos,

texturas, colores y formas en un contexto de descubrimiento continuo, la tranquilidad y

el ambiente envolvente). En cuanto a su potencial económico, las riberas constituyen

una mejora en la calidad de las aguas, que luego serán aprovechadas para

abastecimiento urbano, agrícola o industrial, y al favorecimiento de una distribución de

agua más compatible con las necesidades humanas. Asimismo, disminuyen el daño

potencial provocado por las crecidas del río, reduciendo su velocidad y energía. Esta

capacidad se maximiza cuando las riberas están cubiertas por estratos de vegetación

adecuadamente imbricados. Son también de destacar los usos ganaderos, silvícolas

(aprovechamiento de maderas, frutos, hongos, fibras, etc.), alimenticios e incluso los

asociados a la obtención de productos farmacéuticos procedentes de las especies

vegetales propias de estos ambientes (Bentrup, 2008).

Apoyo

Favorece la conservación de la biodiversidad: gracias a esta variedad de recursos que

aporta la vegetación ribereña, la biodiversidad a escala de paisaje se ve influida

positivamente. Comparados a los ecosistemas terrestres alejados del agua, las zonas

riparias generalmente alojan un número sustancialmente mayor de especies de plantas

vasculares y briofitas con diferente composición de especies (Sabo et al., 2005), así

como de insectos, aves y otros animales (Spackman & Hughes, 1995). Estos patrones

se atribuyen mayormente a la dinámica del hábitat ripario, con disturbios regulares de

inundación que resultan en alta productividad, competencia suprimida, alta diversidad

de condiciones físicas y dispersión facilitada por la corriente (Naiman & Décamps,

1997; Naiman et al., 1993). Además, los corredores riparios vegetados son

generalmente considerados importantes para la migración animal, especialmente

cuando las áreas de la planicie experimentan perturbaciones (Naiman & Décamps,

1997; Spackman & Hughes, 1995), o bien para la dispersión vegetal, facilitando la

distribución de semillas y propágulos (Clerici et al., 2014; Gregory et al., 1991;

Mander & Kimmel, 2008). Esto convierte a los ambientes riparios en corredores que

19

conectan hábitats y ambientes fragmentados, consecuencia frecuente en cuencas con

distinto grado de urbanización.

Vegetación riparia

Dentro de la ribera, la vegetación riparia ocupa una de las áreas más dinámicas del

paisaje. La distribución y composición de las comunidades vegetales ribereñas reflejan

historias tanto fluviales, de disturbio de las inundaciones/sequías, como no fluviales de las

áreas adyacentes, como incendios, viento, enfermedades de las plantas y brotes de insectos.

Las superficies geomórficas del suelo del valle y las pendientes próximas al canal

proveen una base física para el desarrollo de las comunidades vegetales. Durante los

períodos de baja descarga del río, el canal activo expuesto es colonizado por herbáceas y

semillas de plantas leñosas. La inundación frecuente de estas zonas desalienta el

establecimiento de vegetación terrestre tanto por erosión superficial como por efectos

fisiológicos de inundación periódica. Las llanuras aluviales, las terrazas o pendientes

adyacentes al canal activo pueden ser ocupadas por herbáceas, arbustos y árboles,

frecuentemente en una mezcla de clases de edades que reflejan los cambios en la altura del

agua. La magnitud, frecuencia y duración de las inundaciones disminuye lateralmente con

la distancia al canal activo. El desarrollo de la vegetación riparia refleja los regímenes de

disturbio en estas superficies laterales. La vegetación riparia en superficies cercanas al

canal activo se caracteriza por unidades jóvenes, mientras que las comunidades más

alejadas suelen contener individuos de mayor edad. Sin embargo, esto puede modificarse

en los ríos de llanura con numerosos meandros, en donde las comunidades riparias más

añejas ubicadas a lo largo del borde externo del meandro son interrumpidas por superficies

de deposición en las que se desarrollan comunidades más jóvenes en el borde interno

(Gregory et al., 1991).

La alta diversidad de micrositios y los regímenes complejos de disturbios de alta

frecuencia conducen a una mayor diversidad de especies en la zona riparia que en el

ecosistema adyacente. A su vez, estas zonas son comúnmente reconocidas como

corredores para el movimiento de animales, pero también juegan un rol potencialmente

importante en el paisaje como corredores para la dispersión de semillas. Los hábitats

riparios comúnmente incluyen la mayoría de las especies de la llanura de inundación así

como las plantas asociadas a los suelos hídricos; por tanto, las zonas riparias pueden ser

fuentes importantes de la mayoría de las plantas colonizadoras del paisaje (Gregory et al.,

1991).

20

Índice de Calidad de Ribera de Usos Múltiples (ICRUM)

Existe una gran variedad de índices y protocolos para evaluar la calidad ambiental de

los ríos. Muchos de ellos son protocolos de detección temprana, para ser utilizados por los

propietarios de tierras por donde pasan ríos o arroyos y/o voluntarios del público en

general (ej. Bjorkland et al., 2001; Harding et al., 2009; Newton et al., 1998; Petersen,

1992). Otros incluyen mayores detalles técnicos y requieren de especialistas para su

aplicación e interpretación. Analizan el hábitat ripario (ej. Belletti et al., 2015; Brooks et

al., 2009; Parsons et al., 2004; Rankin, 1995; Wilhelm et al., 2005) y las comunidades

vegetales (ej. Aguiar et al., 2011; Kleynhans et al., 2007; Magdaleno et al., 2010; Schuft et

al., 1999). Otros utilizan bioindicadores, por ejemplo:

diatomeas (ej. Chessman et al., 2007; Passy & Bode, 2004; Potapova & Charles, 2007;

Stevenson et al., 2010),

macroinvertebrados (ej. Baptista et al., 2007; Haase et al., 2004; Klemm et al., 2003;

Stoddard et al., 2008), o

peces (ej. Bozzetti & Schulz, 2004; Casatti et al., 2009; Fausch et al., 1984).

Muchos también integran esta información (ej. Barbour et al., 1999; Hering et al.,

2006; Lazorchak et al., 2000) o dan lineamientos de qué parámetros es conveniente medir

(Karr & Chu, 1997).

Un índice de calidad de ribera está compuesto por un conjunto de parámetros que

cuantifican diversos atributos de las riberas y su valoración se lleva a cabo en relación a

condiciones de referencia determinadas. Para esta tesis se buscó componer un índice de

calidad de ribera que contemplara tanto atributos abióticos (características físicas e

impactos antrópicos de la zona riparia) como bióticos (abundancia, composición y

estructura de la vegetación), y que fuera fácilmente aplicable, sin grandes requerimientos

de herramientas, materiales de muestreo o conocimientos taxonómicos. El índice

confeccionado, denominado Índice de Calidad de Ribera de Usos Múltiples (ICRUM), se

basó en tres índices existentes:

índice RQI –Riparian Quality Index– (González del Tánago et al., 2006; González del

Tánago & García de Jalón, 2011),

índice QBR –Qualitat del Bosc de Ribera– (Munné et al., 2003) y

AusRivAS –Australian River Assessment System– (Parsons et al., 2002, 2004).

Estos índices fueron elegidos luego de un análisis bibliográfico por ser los que

presentaban los parámetros que mejor se adaptaban al tipo de relevamiento planteado y a

21

las condiciones de las áreas de estudio. A su vez, los parámetros seleccionados para

conformar el ICRUM fueron modificados de manera de ajustarlos a la situación de las

cuencas urbanas y periurbanas de la llanura pampeana. A continuación se describen

brevemente los tres índices considerados.

Índice RQI (Riparian Quality Index)

El índice RQI es de origen español y fue propuesto en el contexto de la Directiva

Marco del Agua (OJEC, 2000). Esta norma del Parlamento Europeo y del Consejo de la

Unión Europea establece un marco de actuación comunitario para los países miembros en

el ámbito de la política de aguas, con el objeto de garantizar la protección del recurso y

promover su uso sostenible.

El índice RQI fue diseñado para adecuarse a un amplio rango de ríos de la Península

Ibérica, incluyendo cursos de agua permanentes y temporarios, tanto en clima atlántico

como mediterráneo. Su aplicación mostró potencial de adaptarse a una gran variedad de

condiciones hidrológicas y morfológicas. Su resultado permite conocer el estado de

conservación de las riberas fluviales a través de la valoración de su estado ecológico.

Constituye una herramienta para diagnosticar los principales problemas existentes, diseñar

y formular estrategias de gestión para su recuperación y restauración ecológica, y valorar

con criterios cuantitativos las actuaciones realizadas.

En este índice se consideran atributos de fácil reconocimiento visual relacionados a

la estructura y funcionamiento dinámico de las riberas fluviales considerando bases

hidrológicas y geomorfológicas (González del Tánago & García de Jalón, 2006). Los

atributos relacionados a la estructura de las riberas comprenden las dimensiones del

espacio ripario, la continuidad longitudinal de la vegetación leñosa y las características de

la cubierta vegetal (composición y estructura) que se valoran en relación a las condiciones

de referencia o de la vegetación potencial que corresponde al tramo, según las

características hidrológicas, geomorfológicas y región biogeográfica en que se ubica.

Respecto al funcionamiento dinámico de la ribera, se considera la regeneración natural de

la vegetación leñosa, la condición de las orillas, la conectividad transversal entre el cauce y

su ribera, y la permeabilidad y condición del sustrato ripario como indicador de

conectividad vertical.

El índice RQI debe aplicarse a escala de tramo o segmento fluvial, con una longitud

de río en la que se mantengan condiciones homogéneas de los atributos considerados (100

a 500 m). Cada atributo ripario se valora de forma independiente. Los atributos relativos a

22

la estructura de la ribera se valoran en cada margen por separado. Los atributos relativos al

funcionamiento dinámico de las riberas se valoran de forma conjunta en ambas márgenes,

considerando que las funciones riparias quedan aseguradas con tal de que tengan lugar al

menos en una de las dos márgenes (ej. regeneración natural), y que de forma natural a

menudo se producen alternativamente en una y otra orilla según el trazado y dinámica del

cauce. La valoración del estado de las riberas se obtiene sumando las valoraciones

asignadas a cada atributo. Dicha valoración oscila entre 150 puntos, correspondiente al

mejor estado de conservación, y 10 puntos o menos, relativo al estado más degradado. Esta

valoración se divide en rangos que conforman seis categorías de calidad de hábitat y de

opciones de manejo y propuestas de restauración.

Dado que cada tramo de río presenta condiciones riparias de referencia distintas, la

valoración de cada atributo se lleva a cabo atendiendo a las características geomorfológicas

del valle de cada tramo fluvial, el régimen de caudales y su localización biogeográfica. En

esta valoración, las condiciones óptimas o de mayor valor ecológico se refieren a las de

mayor naturalidad o similitud con las definidas como ―de referencia‖. En estas condiciones

se encuentran las mayores dimensiones espaciales de la llanura de inundación (según el

tipo de valle y de cauce). La vegetación riparia presenta una composición y estructura en

equilibrio dinámico con las condiciones hidromorfológicas, de acuerdo con la región

biogeográfica a la que corresponde. Y por último, se observa la máxima conectividad

transversal y vertical del cauce principal con los restantes elementos del hidrosistema

fluvial. En condiciones opuestas, la degradación de las riberas se refleja en la disminución

de las dimensiones del espacio ripario, la falta de heterogeneidad física, la reducción de la

dinámica hidromorfológica, cambios en la composición y estructura de la vegetación

primitiva, y pérdida de la conectividad transversal o vertical del cauce con la llanura de

inundación o el medio hiporreico, respectivamente.

Índice QBR (Qualitat del Bosc de Ribera)

El índice QBR también es de origen español y fue propuesto en el contexto de la

Directiva Marco del Agua (OJEC, 2000). Se lo incluyó en el Protocolo Rápido de

Evaluación de la Calidad Ecológica (PRECE) del proyecto GUADALMED (Jáimez-

Cuéllar et al., 2002) pero fue desarrollado separadamente (Munné et al., 2003).

Este índice se ha diseñado para su uso en gestión y manejo ambiental, tanto a nivel

regional como nacional, y para informar sobre las condiciones riparias de los ríos. Ha sido

utilizado en programas de investigación y monitoreo en España y otras zonas

23

mediterráneas, así como en diferentes partes del mundo con ciertas modificaciones (ej.

QBRp, Kutschker et al., 2009; QBRy, Sirombra & Mesa, 2012), lo cual muestra su

capacidad de adaptación a distintas situaciones hidrológicas. Considera las diferencias

geomorfológicas a lo largo del río, desde la cabecera hasta la desembocadura, y puede ser

adaptado para distintas áreas geográficas de zonas templadas y semiáridas.

El índice QBR mide la calidad de hábitat en las zonas riparias, basándose

principalmente en la evaluación de la vegetación del hábitat ripario y las modificaciones

del canal. Dentro de la vegetación del hábitat ripario se considera la cobertura total

(excepto pastos, porque al ser anuales su cobertura varía según la época del año y las

condiciones hidrológicas), incluyendo la conectividad entre el curso de agua y el

ecosistema terrestre; y la estructura de la cubierta vegetal y la calidad de la cubierta

vegetal, incluyendo la variabilidad de hábitat que puede aportar el sustrato. Las

alteraciones del canal comprenden todas las modificaciones de origen antrópico que

invaden o cruzan el sitio de estudio, como estructuras rígidas (puentes, muelles,

contenciones por inundación, estructuras para extracción de agua), caminos,

modificaciones en las terrazas y canalización.

Las opciones de puntaje son cuatro valores discretos, que luego se ajustan con un

criterio adicional. La valoración de la calidad del hábitat ripario se obtiene sumando los

puntajes asignados a cada aspecto. Dicha valoración oscila entre 0 y 100 puntos y se divide

en rangos que conforman cinco clases de calidad de hábitat ripario.

AusRivAS (Australian River Assessment System)

El protocolo AusRivAS es de origen australiano y constituye un sistema de

predicción para evaluar la salud biológica de los ríos, desarrollado bajo el Programa

Nacional de Salud de los Ríos propuesto por el gobierno (Parsons et al., 2002). Este

protocolo tiene dos módulos: la evaluación biológica de la fauna de macroinvertebrados

que habitan el río y la evaluación física de los aspectos geomórficos, físicos y químicos.

Para la confección del ICRUM se utilizó solamente el protocolo de evaluación física.

El protocolo de evaluación física considera la perspectiva de hábitat tanto desde un

punto de vista biológico como físico, a escala de sitio y de cuenca, incorporando principios

de geomorfología fluvial. Contempla asimismo la condición de referencia, es decir, la

condición representativa de un grupo de sitios con disturbio mínimo organizados por

características físicas, químicas y biológicas. Al comparar un sitio dado contra la condición

de referencia se mejora la confianza de que la observación degradada resulta de factores

24

antropogénicos más que de variaciones naturales. Para esto, es necesario tener en cuenta

las diferencias climáticas, geológicas y geomorfológicas de los distintos tipos de ríos al

evaluarse los distintos sitios que proveerán las condiciones de referencia.

El protocolo de evaluación física incluye numerosas variables, tanto a escala de sitio

como de cuenca. Algunas variables se miden a campo y otras en gabinete. Entre las

variables posibles, para la confección del ICRUM se consideraron principalmente las

relacionadas al impacto antrópico, como ser el uso de la tierra a escala local,

modificaciones del canal y de las riberas (rasgos artificiales, protección contra

inundaciones, canalizaciones, estabilidad de los bordes), impactos en el curso de agua

(efluentes, extracción de agua, dragado, minería, pastoreo, estructuras rígidas, rectificación

del canal, basura, entre otros) y la evaluación cualitativa de la calidad del agua (olores,

presencia de aceites u otras sustancias). También se consideraron variables de vegetación,

como la cobertura y composición de la vegetación riparia, la presencia de macrófitas y de

vegetación nativa y exótica.

Parámetros seleccionados

Los parámetros seleccionados se basaron en cuatro aspectos:

las características físicas del espacio ripario,

la estructura y cobertura de la vegetación riparia,

los impactos sobre el cuerpo de agua y las riberas y

el uso del suelo cercano.

Las características físicas del espacio ripario constituyen la unidad hidrogeomórfica

de paisaje en la que se emplaza el río e indican la magnitud del espacio físico donde

ocurren los procesos y funciones ecológicas del corredor fluvial (González del Tánago &

García de Jalón, 2006; Naiman & Décamps, 1997). Dentro de ellas, se eligieron 5

atributos: el ancho del espacio ripario con vegetación asociada, la conectividad entre el

curso de agua y el ecosistema ripario adyacente, las características de las riberas, las

características del canal y la continuidad del cauce.

La vegetación que ocupa el espacio ripario y sus características en términos de

composición, estructura y cobertura deben ser evaluadas respecto a las condiciones de

referencia, es decir, respecto a la vegetación relictual de las áreas de menor degradación o

bien la vegetación potencial que corresponde al tramo según las características

hidrológicas, geomorfológicos y la región biogeográfica en que se ubica. La vegetación es

importante porque regula los flujos de materia y energía en los ecosistemas acuáticos y

25

terrestres. Es una de las principales fuentes alimenticias y ofrece refugio a los organismos

que habitan en los cauces fluviales, ayuda a la estabilización de sedimentos de las orillas y

llanuras de inundación, evita la erosión de las márgenes y suministra material vegetal que

favorece la creación de nuevos hábitats (Gregory et al., 1991).Dentro de este aspecto, se

eligieron 12 atributos: 8 relacionados a la cobertura (cobertura vegetal general, suelo

desnudo, plantas flotantes libres, plantas palustres, herbáceas nativas, herbáceas exóticas,

plantas leñosas nativas, plantas leñosas exóticas) y 4 cocientes entre algunas de estas

coberturas (relación plantas palustres (nativas)/herbáceas nativas, herbáceas

nativas/exóticas, plantas leñosas nativas/exóticas, leñosas nativas/exóticas invasoras). Los

cocientes se confeccionaron de manera de contar con indicadores del estado de la

vegetación nativa en los sitios estudiados e identificar focos de invasión de plantas

exóticas.

En cuanto a los impactos sobre el cuerpo de agua y/o las riberas se consideraron las

distintas actividades humanas en la zona de riberas que pudieran tener un efecto negativo

tanto en las riberas como en el río, de manera de estimar los disturbios actuales y

potenciales locales. La presencia de redes viales, tanto paralelas como transversales al

curso de agua, y el dragado para remoción de sedimentos generan erosión, afectan la

hidráulica y el perfil de velocidades de la dinámica hiporreica y parafluvial, lo que a su vez

afectaría procesos ecológicos, desde los organismos filtradores hasta el procesamiento de

carbono y el ciclo de nutrientes. La basura, la descarga de efluentes de distintas fuentes y la

calidad organoléptica del agua evidencian las alteraciones directas que pueden ocurrir en el

cuerpo agua. La basura y los vertidos generalmente afectan la mayoría de los parámetros

de calidad de agua, entre ellos la demanda de oxígeno, conductividad, sólidos suspendidos,

amonio, hidrocarburos y metales, los cuales suelen presentar valores elevados en áreas de

alta presión antrópica, especialmente cercanas a las zonas urbanas (Paul & Meyer,

2008).En este aspecto se consideraron 5 atributos: las estructuras y vías de acceso humano

al curso de agua y sus riberas, la presencia de basura, la presencia de descargas de

efluentes, las características organolépticas del agua y el dragado del sedimento.

La transformación en el uso de la tierra ha sido reconocida como una de los actores

principales en el deterioro de las condiciones ambientales globales (Foley et al., 2005), y la

mayor fuerza que impulsa la pérdida de biodiversidad. Una de las principales

consecuencias del cambio en el uso de la tierra en los sistemas naturales es la alteración

directa de su integridad ecológica. Este concepto está relacionado al mantenimiento y el

soporte de procesos y estructuras necesarios para la capacidad de auto-organización de los

26

sistemas ecológicos y su funcionamiento. Cuando ocurre un cambio en el uso del suelo, la

integridad ecológica puede estar severamente afectada, y consecuentemente la capacidad

del sistema de proveer bienes y servicios ecosistémicos (Clerici et al., 2014). El hábitat

ripario está reconocido como uno de los ecosistemas más frágiles. Al estar conectado con

el paisaje circundante y los procesos ecológicos de los ríos, la conversión del uso natural

del suelo a coberturas artificiales a lo largo de los ríos produce efectos negativos

significativos, incluyendo la fragmentación del corredor ripario, entre otros (Clerici &

Vogt, 2013; Décamps et al., 1988), pérdida de los hábitats riparios de transición y cambios

en las asociaciones de especies (Ferreira & Moreira, 1999). En este caso se consideraron

los usos productivos (agropecuario e industrial), urbano, recreativo y de conservación.

En la Tabla 1-A se resumen los parámetros seleccionados para cada aspecto y el

índice de origen del cual fueron extraídos y a continuación se detallan sus características.

1. Ancho del espacio ripario con vegetación asociada

Este parámetro indica la magnitud del espacio donde tienen lugar los procesos y funciones

ecosistémicas del corredor fluvial. Es el tamaño del espacio con que el río cuenta para

mantener la dinámica de las inundaciones y las funciones hidrológicas y ecológicas de

intercambio de materia y energía entre el canal y la llanura de inundación (disipación de la

energía de la inundación, almacenamiento del agua superficial, infiltración y recarga del

agua subterránea e intercambio de sedimentos, nutrientes y biota). Estas funciones ocurren

durante las inundaciones, cuando el agua desborda el canal y ocupa los laterales del río,

conectando varios parches de paisaje y haciendo posible el intercambio de materia y

energía (González del Tánago & García de Jalón, 2006; Ward, 1989).Las interacciones

laterales están altamente desarrolladas en los ríos de llanura. La materia orgánica elaborada

durante la fase seca provee recursos nutritivos para los detritívoros acuáticos que se

mueven desde el canal u otros cuerpos lóticos cercanos hacia la llanura de inundación. Los

nutrientes lixiviados de la materia orgánica en descomposición in situ y los transportados

desde el río estimulan el desarrollo de hidrófitas y algas epifíticas en la superficie

inundable. El plancton que pudiera estar presente tiende a concentrarse en las lagunas y

bañados a medida que el agua de la inundación retrocede (Ward, 1989). En consecuencia,

mientras mayor sea el tamaño del espacio ripario, mayor será el potencial para llevar a

cabo estos intercambios y albergar distintas especies y, por tanto, mejor será la calidad del

corredor ripario.

27

Tabla 1-A. Parámetros que conforman el ICRUM y su índice de origen. Referencias: * = parámetro no incluido en la puntuación del ICRUM (fue agregado para el análisis estadístico).

Código Parámetro Índice de origen

1 anc Ancho del espacio ripario con vegetación asociada RQI, AusRivAS

2 con Conectividad entre el curso de agua y el ecosistema ripario adyacente RQI, QBR

3 rib Características de las riberas RQI, AusRivAS

4 can Características del canal QBR, AusRivAS

5 cau Continuidad del cauce Propio

6 veg Cobertura vegetal general RQI, QBR

7 des Suelo desnudo QBR

8 flo Plantas flotantes libres AusRivAS

9 pal Plantas palustres QBR, AusRivAS

10 hnat Herbáceas nativas AusRivAS

11 hex Herbáceas exóticas AusRivAS

12 lnat Plantas leñosas nativas QBR, AusRivAS

13 lex Plantas leñosas exóticas QBR, AusRivAS

14 rphn Relación plantas palustres (nativas)/herbáceas nativas Propio

15 rhne Relación herbáceas nativas/exóticas Propio

16 rlne Relación plantas leñosas nativas/exóticas Propio

17 rlnei Relación plantas leñosas nativas/exóticas invasoras Propio

18 acc Estructuras y vías de acceso humano al curso de agua y sus riberas QBR, AusRivAS

19 bas Basura QBR

20 efl Descargas de efluentes AusRivAS

21 cal Características organolépticas del agua AusRivAS

22 dra Dragado del sedimento AusRivAS

23 agr Agricultura AusRivAS

24 gan Ganadería AusRivAS

25 ind Industria AusRivAS

26 urb Área urbana AusRivAS

27 rec Área recreativa AusRivAS

28 res Área protegida o reserva natural AusRivAS

29* pai Paisaje de referencia Propio

28

2. Conectividad entre el curso de agua y el ecosistema ripario adyacente

La conectividad entre el curso de agua y el ecosistema ripario adyacente se refiere a la

conexión que existe entre ambos, en cuanto a la posibilidad que tenga el agua del cauce de

desbordar e inundar libremente, de manera de favorecer el intercambio de materia y

energía entre el río y la llanura de inundación. Las fluctuaciones en el nivel del agua del

canal, asociadas a la variabilidad del régimen de caudal, determinan periódicamente la

expansión lateral del agua superficial que inunda las llanuras aluviales (González

delTánago & García de Jalón, 2006).Las inundaciones periódicas permiten el intercambio

de biota, sedimentos, materia orgánica y nutrientes inorgánicos entre los parches del

paisaje. Estas transferencias ocurren gracias a la conectividad lateral entre el río y la

llanura de inundación, no sólo durante la creciente sino también durante el estiaje. Esta

conexión hidrológica facilita el intercambio de carbono y nutrientes entre el río y la llanura

de inundación, influyendo en consecuencia sobre la productividad de todo el sistema

ripario (Thoms, 2003). Por otro lado, la energía cinética del agua de inundación es

responsable de darle forma al área periódicamente, causando erosión y deposición, creando

así nuevos hábitats para el reclutamiento de vegetación que determinan la heterogeneidad

física a diferentes escalas espaciales (Ward, 1998).

Tabla 1-B. Anchos riparios promedio mínimos propuestos según el objetivo de manejo y el contexto paisajístico.

Objetivo de manejo Ancho ripario recomendado

Influencia microclimática 60–160 m (Slawski, 2010)

Estabilidad de las riberas 30–70 m (Slawski, 2010)

Mejorar la calidad del agua 10–30 m (Ekness & Randhir, 2007) 30–120 m (Hansen et al., 2010)

Reducir el ingreso de sedimentos

6–215 m (Slawski, 2010) 10–30 m (Osborne & Kovacic, 1993) 10–60 m (Castelle et al., 1994) mín. 20 m (Schultz et al., 1997)

Reducir el ingreso de nutrientes de la agricultura

5–90 m (Castelle et al., 1994) mín. 10 m (Ivits et al., 2009; Price et al., 2004) mín. 10–30 m (Petersen, 1992) mín. 20 m (Schultz et al., 1997) 10–30 m (Osborne & Kovacic, 1993) hasta 30 m (Ivits et al., 2009) 10–95 m (Slawski, 2010)

29

Objetivo de manejo Ancho ripario recomendado

Aumentar el sombreado y moderar la temperatura del agua

10–30 m (Osborne & Kovacic, 1993) 35–95 m (Hansen et al., 2010)

Moderar la temperatura del agua 15–30 m (Castelle et al., 1994) 15–45 m (Slawski, 2010)

Hábitat en el curso de agua 15–45 m (Slawski, 2010)

Restos de madera 35–55 m (Slawski, 2010)

Proveer alimento y otros recursos 35–95 m (Hansen et al., 2010)

Mejorar la estructura y composición de la comunidad vegetal riparia 10–15 m (Spackman & Hughes, 1995)

Aumentar y/o mantener la biodiversidad

5–100 m (Castelle et al., 1994) mín. 10–30 m (Petersen, 1992) 30 m (peces e insectos acuáticos) (Slawski, 2010) 40–100 m (acuática) (Hansen et al., 2010) 80–200 m (mamíferos) (Slawski, 2010) 100–200 m (terrestre) (Hansen et al., 2010) 400 m (general) (Brinson et al., 1981; Ivits et al., 2009) Aves 50–1600 m (Ekness & Randhir, 2007) 75–100 m (Spackman & Hughes, 1995) > 120 m (Slawski, 2010) Reptiles y anfibios 100–1000 m (Ekness & Randhir, 2007) > 130 m (tortugas) (Slawski, 2010) > 160 m (salamandras) (Ivits et al., 2009; Semlitsch, 1998) > 170 m (serpientes) (Slawski, 2010) > 175 m (sapos) (Slawski, 2010)

Reducción de ruido 6 m (Slawski, 2010)

Tabla 1-C. Anchos mínimos de las franjas de vegetación que deben ser mantenidos en el entorno de las nacientes y cursos de agua según la Ley 4771 de 1965 del Código Florestal Brasilero. (Fuente: Chaves, 2009)

Ancho del río Ancho mínimo (en cada margen)

< 10 m 30 m

10–50 m 50 m

50–200 m 100 m

200–600 m 200 m

> 600 m 500 m

Nacientes Radio de 50 m

30

Las posibilidades de intercambio de materia y energía entre el río y el área riparia

son máximas cuando no hay obstáculos en las riberas o el cauce para el desborde del agua,

y se verán disminuidas si existen barreras, como ser canalización o profundización del

cauce, montículos o acumulaciones de tierra o basura en las márgenes, contenciones o

muelles, entre otros. Las condiciones óptimas de conectividad lateral pueden reconocerse

cuando los taludes están bajos, se inundan con frecuencia (una vez cada 2-8 años según la

variabilidad del régimen de caudal), y no hay restricciones para la inundación en las áreas

adyacentes cercanas al canal. Un estado ambiental intermedio correspondería a taludes

elevados por intervención humana, zonas riparias inundadas con periodicidad menor a una

vez cada 10 años, o cuando existen restricciones para la inundación debido a regulación del

caudal, dragado o incisión moderada del cauce. La peor condición podría hallarse cuando

los taludes han sido elevados y no se encuentran accesibles por inundaciones ordinarias

(1,5-2 a 8-10 años), la frecuencia de inundación de las zonas riparias es menor a una vez

cada 25-30 años, o cuando las obras de ingeniería o incisiones severas del canal restringen

la expansión lateral del agua de inundación (González del Tánago & García de Jalón,

2006).

Las actividades humanas cambian la conectividad lateral de los sistemas riparios no

sólo alterando el patrón hidrológico natural de inundación, sino también reduciendo las

áreas de superficie reactivas de la llanura de inundación (Thoms, 2003). La regulación del

caudal disminuye los caudales anuales máximos y la frecuencia de inundaciones pequeñas

a intermedias; los cambios en el uso de la tierra llevan a la elevación de los taludes; la

construcción de contenciones y diques (Ward, 1998), o el dragado y profundización de los

canales, reducen en gran medida las conexiones laterales de la llanura de inundación, con

severas implicancias para el intercambio de carbono y nutrientes, reduciendo la

productividad de todo el sistema fluvial (González del Tánago & García de Jalón, 2006) y,

en última instancia, de la biodiversidad (Ward, 1998).

3. Características de las riberas

Las riberas son rasgos clave que influyen en las condiciones riparias porque ejercen

un control significativo en la geometría hidráulica del río, la cual controla el caudal y el

curso de los sedimentos y, por tanto, la diversidad del hábitat físico y las interacciones

canal-llanura de inundación. La erosión de las riberas es un componente principal en la

dinámica fluvial. El régimen natural de disturbio que constituye este proceso dinámico es

responsable primario de la renovación y diversificación del mosaico de hábitats en las

31

llanuras de inundación, y del alto nivel de diversidad del paisaje en los corredores riparios.

La respuesta natural e inmediata a esta erosión es la colonización de nuevos hábitats por

parte de la vegetación riparia, la cual ocurre cuando estos sitios abiertos poseen un suelo

con la humedad y las condiciones de inundación apropiadas para la germinación de las

semillas. Pero, frecuentemente, la erosión de las riberas se ve acelerada por las actividades

humanas, como prácticas agrícolas o sobrepastoreo que degrada o compacta el suelo, la

urbanización, cambios en el régimen de caudal que causan grandes fluctuaciones en la

humedad del suelo ribereño y dragado o canalización que induce a la incisión del cauce.

Ocurre entonces que los sitios creados no pueden ser colonizados por vegetación, debido a

inestabilidad o a un régimen desfavorable de humedad del suelo. La degradación severa del

canal típicamente aíslala mayoría de la zona riparia de la influencia de los procesos

fluviales durante gran parte del tiempo; esto reduce la conectividad del canal con la zona

riparia y el valor ecológico de los hábitats de ribera, resultando en un deterioro del

ecosistema acuático y de la calidad del agua (González del Tánago & García de Jalón,

2006).

Considerando el efecto de la vegetación riparia en la estabilización de la ribera, se

propone como condición óptima la situación en que una longitud considerable de la ribera

(por ejemplo, mayor al 50%) esté cubierta por vegetación leñosa o macrófitas. En esta

situación, no hay evidencia de inestabilidad o de procesos de erosión inducidos por

actividad humana, y la orilla es irregular y con forma natural. Condiciones menos

favorables corresponderían a una menor proporción de la ribera protegida por vegetación

riparia o presencia de rocas (por ejemplo, menos del 50%), presencia de rasgos de

inestabilidad en los espacios abiertos, o situaciones de realineación de las riberas, como

consecuencia de revestimientos que han acortado el perímetro de contacto entre el agua y

el borde del cauce. Las peores condiciones estarían dadas en los tramos donde la

protección del talud por la vegetación es mínima, y existen indicadores de erosión severa

que afecta el establecimiento de vegetación riparia, o en los casos donde las riberas son de

concreto con bordes fijos y los procesos de dinámica fluvial se encuentran anulados

(González del Tánago & García de Jalón, 2006).

4. Características del canal

Los ríos de llanura son dinámicos y toman complejas morfologías a medida que el

canal migra lateralmente a lo largo de la planicie aluvial, a través de procesos de erosión en

las márgenes cóncavas y deposición en las márgenes convexas. Las terrazas, remanentes de

32

llanuras abandonadas que se formaron cuando el río corría a un nivel superior, se forman

entre la llanura de inundación y las tierras más altas. La sinuosidad propia de los ríos de

llanura está dada por la continua formación de meandros, lo que genera que algunos

segmentos se separen del canal activo, contribuyendo a la diversidad de hábitats (Ward,

1998).

La canalización es la profundización del canal del río con el propósito de controlarlas

inundaciones por incremento de la capacidad y/o de la velocidad del río, para drenaje de

humedales, navegación, reducción o prevención de la erosión y construcción de estructuras

asociadas a puentes, autovías u otras vías de cruce, y suele ocurrir en áreas urbanas. Como

consecuencia se observan efectos de sedimentación aguas abajo de la intervención e

incisión dentro del tramo canalizado y aguas arriba (Brookes et al., 1983). La canalización

altera la dinámica fluvial y reduce la complejidad física del canal, provocando zonas de

deposición donde la materia orgánica alóctona se acumula y se desarrollan condiciones

anaeróbicas (Petersen, 1992). Los ríos con canales profundizados tienen una frecuencia

reducida de inundaciones o desbordes en la llanura de inundación. La ausencia de

inundación disminuye las napasde agua, reduce la disponibilidad de nutrientes en la llanura

de inundación, reduce la germinación, el crecimiento y la supervivencia de las semillas, y

puede llevar a la pérdida de la vegetación riparia y de la invasión de especies exóticas

(Jones et al., 2007).

Un canal que se mantiene conservado en cuanto a su morfología y profundidad

originales presenta la situación óptima. En condiciones naturales, el perímetro mojado del

canal es muy sinuoso e irregular y existe una pequeña profundidad cerca de la orilla, entre

los sedimentos del lecho y la vegetación de la ribera. En riberas rectificadas o modificadas,

luego del dragado, el perímetro del borde del agua es más recto y corto, y la profundidad

cerca de la orilla es mucho mayor y más uniforme (González del Tánago & García de

Jalón, 2006).

5. Continuidad del cauce

La continuidad del cauce se ve impactada por las actividades productivas cerca de las

márgenes, generalmente debido a la extracción del agua como insumo de las mismas o a la

desviación del canal. Esto suele ocasionar cauces de menor caudal, en particular en los

arroyos de menor orden, o bien su interrupción, ya sea temporal o permanente según el

volumen extraído y las condiciones climáticas del área.

33

6. Cobertura vegetal general

Como se ha mencionado, la presencia de vegetación en la zona de las riberas está

involucrada en los procesos físico-químicos y biológicos, tanto del suelo mismo como del

agua del cauce, y de la interacción entre ambos. Su presencia contribuye a estabilizar la

geometría del cauce, protegiéndolo de la erosión y disminuyendo considerablemente el

arrastre de sedimentos; disminuye la turbidez de las aguas, contribuyendo a reducir la

cantidad de contaminantes que llegan a ellas; aporta materia orgánica alóctona como una

de las fuentes principales de entrada de energía en los ecosistemas fluviales (Álvarez Nieto

& Oria de Rueda Salgueiro, 2006; Palone & Todd, 1997); recibe y procesa grandes

cantidades de nutrientes y materia orgánica disuelta y particulada a través de la corriente;

facilita la remoción de sedimentos suspendidos, junto en el contenido de nutrientes

(Tabacchi et al., 1998); y favorece la heterogeneidad ambiental y, por tanto, la diversidad

de hábitats (Rodrigues-Capítulo et al., 2010).

7. Suelo desnudo

El suelo que carece de cobertura vegetal es susceptible al lixiviado de nutrientes y a

la erosión, ocasionando desmoronamientos y pérdida de estabilidad de las riberas; tiende a

perder el agua y humedad retenida; y se compacta más fácilmente frente al pisoteo,

perdiendo estructura y oxigenación. La comunidad de microorganismos que lo habita

muchas veces está asociada a la vegetación, por lo que su ausencia empobrece la actividad

biológica, en particular la descomposición de la materia orgánica, retrasando el ciclo de los

nutrientes.

8. Plantas flotantes libres

Las plantas flotantes libres suelen ocurrir en cuerpos de agua de poca o nula

corriente, como los ríos de llanura de escasa pendiente o en áreas remansadas de los

mismos. Estas plantas proveen escasa superficie sumergida, a diferencia de las plantas

flotantes arraigadas, pero dan soporte a animales como anfibios y aves acuáticas. Las

bacterias, algas, vertebrados e invertebrados habitan la superficie y los distintos espacios

intermedios de los órganos de las plantas flotantes, tanto libres como arraigadas (Janauer &

Dokulil, 2006). Las plantas flotantes libres son consideradas remediadoras de ambientes

acuaticos con alta carga de nutrientes y otros contaminantes (Basílico et al., 2016). Sin

embargo, el desarrollo de una capa densa de plantas flotantes libres también puede tener

efectos negativos, ya que no sólo impide la penetración de la luz sino que afecta el

34

intercambio de oxígeno entre el agua y el aire, afectando negativamente el desarrollo del

fitoplancton (Giorgi et al., 2005).

9. Plantas palustres

Las plantas palustres intervienen en el ciclo de los nutrientes, por ejemplo a través de

la transferencia de elementos del sedimento al agua, tanto por procesos activos como

pasivos. Los nutrientes liberados por la descomposición de estas plantas, como el fósforo o

el nitrógeno, son rápidamente incorporados por microalgas y bacterias, quienes también

utilizan el carbono liberado por las plantas palustres; estos microorganismos pueden ser de

vida libre o pueden adherirse a la superficie de la planta o sus detritos. Las plantas

palustres también pueden influir en el ciclo de los nutrientes reduciendo los nutrientes

liberados desde el sedimento o la corriente. También producen cambios en los niveles de

oxígeno, carbono inorgánico, pH, alcalinidad a través de su metabolismo. Debido a su alta

tasa de producción de biomasa, la plantas palustres han sido caracterizadas como una

importante fuente de recurso alimenticio para los organismos acuáticos, aportando materia

orgánica viva para los herbívoros y materia orgánica muerta para los detritívoros (Thomaz

& Ribeiro da Cunha, 2010). Las plantas palustres tienen, a su vez, influencia sobre los

procesos hidrológicos: control de la escorrentía, es decir, el impacto físico de plantas vivas

y muertas en la hidráulica, el impacto de la fisiología de la planta en la incorporación,

almacenamiento y retorno del agua a la atmósfera, y el impacto del funcionamiento de la

vegetación riparia en la calidad del agua (Tabacchi et al., 2000).

10. Herbáceas nativas

La presencia de herbáceas constituye gran parte de la identidad original de la

vegetación de los ríos de llanura pampeanos. Las herbáceas nativas son las plantas más

frecuentes en este ecosistema (Faggi et al., 2006). Los pastizales predominan en los tramos

altos y medios, y la vegetación leñosa autóctona suele ser escasa o ausente (Feijoó &

Lombardo, 2007), pero generalmente aumenta en los tramos bajos (Wiley et al., 1990).

11. Herbáceas exóticas

La presencia de herbáceas exóticas es un fenómeno que se ha observado desde hace

siglos en el paisaje pampeano, generalmente ligada a la acción del ganado doméstico.

Viajeros de diverso origen relatan la presencia de variedades de cardos, forrajes y otra

herbáceas, tanto en los campos tierra adentro como cerca de los cuerpos de agua (Delucchi

35

& Charra, 2012). Muchas de estas plantas lentamente han ganado territorio a lo largo de

los años, desplazando a las nativas, por lo que resultan un indicador de disturbio antrópico.

La invasión de herbáceas exóticas puede tener efectos a múltiples niveles de

organización, desde la población hasta el ecosistema. A nivel poblacional, la competencia

por los recursos (interceptación de la luz y reducción de la disponibilidad de agua y/o

nutrientes para las demás especies) genera el desplazamiento de otras herbáceas y leñosas,

con la consecuente disminución de la diversidad, tanto de plantas como de herbívoros y

otros organismos asociados, por desaparición de alimento o refugio. También se enlentece

o se altera la sucesión vegetal y se fragmentan los ecosistemas locales. A nivel

ecosistémico, se pueden modificar las tasas de aporte y disponibilidad de recursos, por

cambios en la fijación de nitrógeno, la tasa de descomposición de la biomasa muerta o los

efectos alelopáticos; los procesos geomorfológicos, por desmoronamiento, retención o

drenaje excesivo del sustrato; o los efectos microclimáticos, por modificación de la

temperatura y humedad del suelo (Bertonatti, 2010; D'Antonio & Vitousek, 1992).

12. Plantas leñosas nativas

Las plantas leñosas no han sido frecuentes en el paisaje de los ríos pampeanos,

incluso desde los registros de viajeros del siglo XVIII (Delucchi & Charra, 2012). Sin

embargo, se menciona la presencia de cierta variedad de especies nativas, como el sauce

criollo (Salix humboldtiana), el aliso (Tessaria integrifolia), Eugenia uniflora,

Parapiptadenia rigida, Cestrum parqui, Lycium cestroides, Pavonia sepium, Abutilon

pauciflorum y Baccharis spicata, que todavía hoy se aprecian en áreas relictuales

asociadas a cuerpos de agua, formando bosques riparios como en la Reserva Ecológica

Costanera Sur (Anido & Faggi, 2006), o en la Reserva Natural Municipal Santa Catalina

(De Magistris & Baigorria, 2005).

13. Plantas leñosas exóticas

La presencia de leñosas exóticas se ha documentado en distintos paisajes, como

corredores naturales o artificiales, zonas agrícolas, asociados o no a cuerpos de agua

(Ghersa et al., 2002; Leggieri, 2010). Incluso en áreas relictuales, como la Reserva Natural

Municipal Santa Catalina (De Magistris & Baigorria, 2005; De Magistris et al., 2015), o el

Parque Provincial Ernesto Tornquist (Zalba & Villamil, 2002) se registra la presencia de

árboles exóticos.

36

14. Relación plantas palustres (nativas)/herbáceas nativas

Las plantas palustres son las más importantes en el corredor ripario, ya que son las

que se encuentran más próximas a las márgenes, siendo las primeras y más frecuentes en

entrar en contacto con el agua del cauce. Esto les permite llevar a cabo su rol de

intervención en los procesos físico-químicos y biológicos de esta interfase, así como en la

sucesión ecológica lateral (transversal) del ecosistema adyacente al río. La relación entre la

cobertura de palustres nativas y de herbáceas nativas busca reflejar la adecuada

representación de las plantas palustres en las riberas con respecto a las herbáceas nativas

que normalmente abundan en los ecosistemas de ríos de llanura.

15. Relación herbáceas nativas/exóticas

Las herbáceas nativas son las más representadas en el corredor ripario y en el

ecosistema adyacente en los ríos de llanura, ya que son las formas de vida típicas del

paisaje original en los tramos altos y medios. La relación entre la cobertura de herbáceas

nativas y exóticas busca reflejar la adecuada representación de las herbáceas nativas, de

manera de identificar focos vulnerables al establecimiento y dispersión de invasiones en

los tramos altos y mediosdel ambiente ribereño.

16. Relación plantas leñosas nativas/exóticas

La relación entre la cobertura de leñosas nativas y exóticas busca reflejar la adecuada

representación de las leñosas nativas en los tramos bajos y áreas de bosques riparios, de

manera de identificar proporciones de leñosas exóticas indicadoras de posibles focos

vulnerables al establecimiento y dispersión de invasiones en los tramos bajos y áreas de

bosques ripariosdel ambiente ribereño.

17. Relación plantas leñosas nativas/exóticas invasoras

Al igual que el parámetro anterior, la relación entre la cobertura de leñosas nativas y

exóticas invasoras busca reflejar la adecuada representación de las leñosas nativas,

haciendo especial hincapié en identificar proporciones de leñosas exóticas con capacidad

altamente invasora, indicando posibles focos de origen de invasiones en los tramos bajos y

áreas de bosques ripariosdel ambiente ribereño.

37

18. Estructuras y vías para acceso humano al curso de agua y sus riberas

La presencia de estructuras y vías para acceso humano al curso de agua y sus riberas

es un indicador de intervención e impacto antrópico sobre el cuerpo de agua (Munné et al.,

2003). No sólo la presencia de personas y vehículos genera un disturbio (pisoteo, ruido,

generación de residuos), sino también la presencia misma de las estructuras y caminos, ya

que modifican la conectividad entre el río y la ribera, la continuidad de la vegetación y la

permeabilidad del suelo. Los sitios analizados se encuentran próximos a áreas urbanas e

industriales de diverso tamaño, por lo que la presencia de estructuras y vías de acceso

humano al curso de agua y sus riberas fue esperable y, por tanto, considerada en los

parámetros de valoración de calidad.

19. Basura

La presencia de residuos sólidos es otro indicador de impacto antrópico directo sobre

el curso de agua y sus riberas. Los residuos sólidos derivados del uso doméstico e

industrial en el río favorecen la contaminación por materia orgánica y compuestos

xenobióticos (compuestos químicos sintéticos y metales pesados), no sólo del agua sino

también del suelo y sedimento, y afectan a las comunidades bióticas que lo habitan, tanto

por la polución como por los elementos extraños en el ambiente, como bolsas, botellas y

distintos tipos de plástico, latas, telgopor y vidrio, entre otros (Bargiela & Iorio, 2013). Los

sitios analizados se encuentran próximos a áreas urbanas e industriales de diverso tamaño,

por lo que la presencia de basura fue esperable y, por tanto, considerada en los parámetros

de valoración de calidad.

20. Descargas de efluentes

La presencia de descargas de efluentes líquidos es indicador de impacto antrópico

directo sobre el curso de agua, ya que generalmente suele ser inapropiado o inexistente el

tratamiento provisto previo a la descarga (Ricci, 2010). En los sitios analizados, los

efluentes pueden haber sido originados por la actividad doméstica, con alto contenido de

materia orgánica, o por la actividad industrial (curtiembre, galvanoplastia y química, entre

otras), con alto contenido de metales pesados, entre otros compuestos. Los sitios

estudiados se encuentran próximos a áreas urbanas e industriales de diverso tamaño, por lo

que la presencia de descargas de efluentes líquidos fue esperable y, por tanto, considerada

en los parámetros de valoración de calidad.

38

21. Características organolépticas del agua

Las observaciones del estado de la calidad del agua constituyen otro indicador

cualitativo del impacto antrópico sobre el curso de agua. La calidad del agua afecta

directamente la calidad de los sedimentos y el suelo de la ribera, y a través de ella se

evidencian las alteraciones producidas en el agua, ya sean por actividades recientes o

históricas, y da una idea de cuán afectada puede estar la presencia fauna y

microorganismos asociados al cuerpo de agua y riberas. Se puede inferir el estado de la

calidad de agua a través de sus características organolépticas, en este caso olor y color, que

en el caso de verse alteradas constituyen indicadores del tipo de contaminación que puede

estar afectando el curso de agua.

22. Dragado del sedimento

El dragado del sedimento del lecho del río, con el objeto de sostener o aumentar su

navegabilidad, es otro indicador del impacto antrópico sobre el curso de agua. La remoción

del sedimento a través del dragado resuspende el material particulado asentado en el lecho

del río, aumentando la turbidez, lo cual afecta la respiración de la fauna fluvial, y remueve

metales y otros compuestos tóxicos depositados en los sedimentos (Bourgeois & Barragán,

2010).

23. Agricultura

La presencia de actividades agrícolas es un indicador de impacto sobre el curso de

agua, ya que esta actividad está asociada al uso de pesticidas y fertilizantes que terminan

arrastrados por escorrentía.

24. Ganadería

La presencia de actividades ganaderas es un indicador de impacto sobre el curso de

agua, ya que esta actividad está asociada al uso de pasturas y forrajes exóticos, que

modifican la composición y estructura de la vegetación original, el pisoteo y la

consecuente pérdida de estructura o desmoronamiento de las riberas, y la ganadería

intensiva con formato de feedlot (engorde a corral) genera descargas de efluentes con alto

contenido de materia orgánica (García & Fabrizio de Iorio, 2003; García et al., 2013) y

constituyentes menores como metales, compuestos orgánicos (antibióticos, antiparasitarios,

hormonas) y patógenos (García et al., 2015).

39

25. Industria

La presencia de actividades industriales es un indicador de impacto sobre el curso de

agua, ya que esta actividad está asociada a la descarga de efluentes líquidos en forma

directa al cuerpo de agua (Ratto et al., 2004), la generación de residuos sólidos peligrosos o

no (Nápoli, 2009), y la generación de ruido (Benwell et al., 2013).

26. Área urbana

La presencia de áreas urbanas es otro indicador de impacto antrópico sobre el curso

de agua y sus riberas, ya que está asociada a la presencia de viviendas y demás

construcciones para la habitación, superficies impermeables, generación de residuos

sólidos, descargas del alcantarillado urbano y al alto tránsito peatonal y vehicular y ruidos.

27. Área recreativa

La presencia de áreas recreativas o de esparcimiento es otro indicador de impacto

antrópico sobre el curso de agua y sus riberas, ya que está asociada numerosos efectos

directos e indirectos. Los impactos pueden producirse en distintos niveles: suelo,

vegetación, biota y agua (Leung & Marion, 2000). A nivel suelo se produce compactación

y pérdida de materia orgánica e inorgánica; a nivel vegetación se produce pérdida de

cobertura y daños; a nivel biota se produce alteración del hábitat, introducción de especies

exóticas y modificación del comportamiento; y a nivel agua se altera su calidad y se

incrementan la turbidez, los nutrientes y la contaminación con patógenos. Además, se

generan residuos sólidos, alto tránsito peatonal y vehicular, ruidos y muchas veces las

áreas recreativas pueden contener superficies impermeables.

28. Área protegida o reserva natural

La presencia de áreas protegidas o reservas naturales es un indicador de mínimo

impacto antrópico sobre el curso de agua y sus riberas. Las áreas protegidas y las reservas

naturales favorecen la preservación del paisaje original, la flora y fauna autóctonas, y la

educación ambiental a través del contacto con la naturaleza y la difusión de los servicios

ecosistémicos de estos espacios.

29. Paisaje de referencia

Teniendo en cuenta que el conjunto de las áreas estudiadas se encuentra cercano a la

confluencia de tres fitorregiones (Pampeana, Espinal y Paranaense) (Cabrera, 1976), para

40

el análisis de la vegetación se tomó en cuenta el ecosistema original a fin de poder calificar

correctamente cada situación. En este caso, se consideró que la vegetación de las riberas en

las cuencas bajas y frente estuarial correspondería a bosques riparios de ceibo, sauce y

curupí, entre otras leñosas arbóreas, acompañados de un matorral muy diverso y

vegetación herbácea de menor porte (juncales, espartillares y otros pajonales que incluyen

saetas, margaritas de bañado, cortaderas, totoras y otras) (Lahitte et al., 2004). En la Figura

1-A se muestra, a modo de ejemplo, un esquema en vista transversal del relieve y paisaje

de la zona riparia, incluyendo la ribera, el albardón, los bajos y la barranca. En las cuencas

medias y altas la vegetación riparia correspondería a pastizales húmedos y carpetas

herbáceas acompañadas de leñosas aisladas en las terrazas (cina cina, tala, coronillo, molle,

entre otros). Dada esta situación, se consideraron dos paisajes de referencia para la

vegetación: el bosque de ribera para los sitios ubicados en las cuencas bajas y en el frente

estuarial y el pastizal para los sitios ubicados en las cuencas medias y altas, que dieron

lugar a considerar como sitios de referencia aquellos en los cuales estuvieran mejor

conservados estos paisajes. Para el bosque de ribera, se consideraron de referencia los

sitios de la Reserva El Saladero (arroyo Buñirigo). Para el pastizal, los sitios de referencia

considerados fueron tres sitios en la cuenca Matanza-Riachuelo y los sitios de la Reserva

Los Robles (cuenca Reconquista). Se incluyen más detalles en la sección siguiente

(Metodología, Sitios de referencia y paisajes asociados).

Figura 1-A. Esquema de vista transversal del paisaje original de una zona ribereña de cuenca de llanura pampeana y de zona estuarial del Río de la Plata. (Fuente: Atlas Ambiental de Buenos Aires, 2005)

41

Objetivo

Los relevamientos de vegetación y calidad de ribera se realizaron con el objeto de

caracterizar la vegetación ribereña y evaluar la calidad ambiental de la zona riparia y de las

riberas de la cuenca del río Matanza-Riachuelo, el frente estuarial del Río de la Plata y un

grupo de sitios de referencia (cuencas del río Matanza-Riachuelo, río Reconquista y arroyo

Buñirigo) a través de la confección y aplicación de un índice de calidad de ribera que

incluye parámetros relacionados a las características físicas del espacio ripario, la

estructura y cobertura de la vegetación riparia, los impactos sobre el cuerpo de agua y las

riberas y los usos del suelo cercano a la ribera.

Hipótesis

La intervención antrópica tiene un efecto negativo sobre sobre la vegetación ribereña

y la calidad ambiental de las riberas de la cuenca Matanza-Riachuelo y del área estuarial

del Río de la Plata.

En la vegetación ribereña, el efecto negativo de la intervención antrópica se verá

reflejado en una mayor riqueza de especies exóticas por grupo funcional y en una menor

diversidad de especies en los sitios estudiados en comparación con los sitios de referencia.

En la calidad de ribera, el efecto negativo de la intervención antrópica se verá

reflejado en el puntaje del ICRUM, el cual será menor en los sitios estudiados (calidad

regular y mala) que en los sitios de referencia (calidad buena y muy buena).

Metodología

Área de estudio

El área de estudio comprende varios sectores ubicados en el Noreste de la Provincia

de Buenos Aires, Argentina (Figura 1-B). Desde el punto de vista biogeográfico, el área de

estudio pertenece a la Ecorregión Pampa. Los sectores seleccionados para este trabajo (la

cuenca Matanza-Riachuelo, el frente estuarial del Río de la Plata, un tramo alto del río

Reconquista y un tramo bajo del arroyo Buñirigo) se asientan sobre la zona Noreste del

Complejo Ecosistémico Pampa Ondulada de la Ecorregión Pampa (Matteucci, 2012).

42

Figura 1-B. Ubicación de los sitios relevados (n = 88). Referencias: puntos blancos = sitios de la cuenca del río Matanza-Riachuelo (n = 50); puntos naranjas = sitios de referencia cuenca del río Matanza-Riachuelo (n = 3); puntos amarillos = sitios del frente estuarial (n = 25); puntos azules = sitios de referencia Reserva Los Robles, cuenca del río Reconquista (n = 5); puntos fucsias = sitios de referencia Reserva El Saladero, arroyo Buñirigo (n = 5); líneas azules = cursos de agua; línea verde = límite de la cuenca Matanza-Riachuelo. (Fuente: Google Earth, 2013)

43

En esta zona, el clima puede clasificarse como subtropical húmedo o como templado

oceánico, con precipitaciones todo el año (Morello y Matteucci, 1997). El clima está

atemperado por la presencia de grandes masas de agua de los ríos de la cuenca del Plata y

la forma peninsular de Argentina. La temperatura media anual varía entre 17-18 °C al

Norte del Complejo. Las temperaturas medias mensuales son de 20 °C en verano y 12 °C

en invierno. Las precipitaciones medias anuales varían entre 1000-1200 mm en el

Nordeste. Son ligeramente mayores de otoño a verano e inferiores en invierno, con una

gran variabilidad interanual. Los períodos secos, de magnitud y duración variable, se

producen principalmente en verano. La humedad relativa ambiental es superior a 70 % y la

evapotranspiración potencial es de alrededor de 800 mm anuales (Morello y Matteucci,

1997). Las heladas son poco frecuentes.

La red hidrográfica de la zona Noreste es de diseño dendrítico y la más densa de la

provincia, superando rara vez el orden 4. Las pendientes medias de la zona Noreste son del

orden de 1 metro por kilómetro, abarcando un área que se desarrolla desde los 50 a los 20

m snm hasta el nivel del Río de la Plata. Los depósitos sedimentarios cenozoicos que

forman los cauces son Pampeanos y Postpampeanos, ambos representados por fracciones

limosas, arenosas y arcillosas con distinta compactación y pueden presentar carbonato de

calcio (Bauer, 2009).

La zona Noreste del Complejo posee gran heterogeneidad ambiental, debido en parte

a inundaciones de tres orígenes: mareas lunares, mareas eólicas y crecientes fluviales. La

heterogeneidad también proviene de la alta energía de relieve local, con barrancas de 15 m

entre la terraza baja y la alta; y de un fuerte amosaicamiento de los suelos donde, en muy

cortas distancias, se alternan suelos orgánicos de humedales, suelos con alto contenido de

sodio (natracualfes), suelos hidromórficos no alcalinos (argialboles) de textura muy fina en

las depresiones, suelos sueltos de alta permeabilidad y textura gruesa en los cordones o

barrancas no anegables, y albardones arenosos sujetos a hidroperíodos diarios de

inundaciones. Cabe señalar que estos ambientes se encontraban al borde de la Ciudad

Autónoma de Buenos Aires antes de que se ganaran tierras al río, en las cuales se asienta

actualmente el Aeropuerto y la costanera, entre otras infraestructuras (Matteucci, 2012).

La vegetación natural predominante es el pastizal, también descripta como estepa

graminosa, pseudoestepa graminosa o estepa pampeana. En general, el pastizal tiene alta

cobertura (entre 90 y 100 %), los ejemplares más altos de pastos tienen de 50 a 100 cm y el

pastizal puede ser pluriestratificado. La composición de especies varía según las estaciones

del año con recambio de especies invernales y estivales. La cobertura es un poco menor en

44

el verano. En los distintos elementos del relieve local se pueden encontrar gran variedad de

especies. En las lomadas de suelos más fértiles, el flechillar está dominado por

Bothriochloa laguroides, Nassella neesiana, Piptochaetium montevidensis, Aristida

murina y Jarava plumosa. Otros pastos frecuentes son Paspalum dilatatum, Piptochaetium

bicolor, Chascolytrum brizoides y Melica brasiliana. Entre las especies estivales se

destacan Micropsis spathulata, Facelis retusa, Chevreulia sarmentosa, Polygala australis.

En suelos levemente alcalinos, las comunidades tienen otro conjunto de especies, entre las

que se encuentran Sporobolus pyramidatus, Sporobolus indicus, Jarava plumosa,

Bouteloua megapotamica, y las hierbas Jaborosa runcinata y Solanum juvenale. La

barranca o escalón, entre las curvas de nivel de 20 y 5 m, constituye la franja costera. Es de

escasa anchura y pendientes de 1 m en 100 m, con suelos planosoles de llanura, menos

aptos para la agricultura que los levemente alcalinos y soportados por acumulaciones de

arcilla compacta y plástica entre los 30 y 60 cm de profundidad. Desde la barranca hasta la

línea de marea, existe un patrón de tipos fisonómicos en fragmentos alargados paralelos o

subparalelos a la costa. La terraza baja y llana, comprendida entre las curvas de nivel de 5

y 2 m, incluye diversas formas más o menos paralelas a la costa: llanos, bañados y

albardones. Los llanos son interrumpidos por franjas deprimidas, de suelos arcillosos

impermeables, en los que se forman los bañados a causa del drenaje pobre. Desde los

bañados hacia la costa el terreno asciende formando el albardón. Los suelos de la terraza

baja son de tipo gley húmico salinos y la cubierta vegetal es de estepa halófila. La posición

baja, la impermeabilidad de los suelos y la ubicación superificial de la napa hacen que esta

geoforma sea inundable por lluvias y crecidas del Río de la Plata. La barranquilla costera

es un escalón de 0,50 a 1 m de altura. En la terraza baja alternan manchones de distintos

tipos de vegetación según los grados de inundación y de salinidad: juncales, espartillares y

pajonales en tierras inundables; totorales y comunidades flotantes en suelos inundados

permanentemente. A continuación, sobre los albardones de la costa del estuario, aparece el

bosque higrófilo denso o selva marginal, la formación de mayor riqueza y diversidad

específica, aunque actualmente se encuentra muy empobrecida. En el ecotono entre la

selva marginal y la vegetación herbácea de la llanura aluvial costera se encuentran los

matorrales ribereños y a continuación, ya sobre la llanura aluvial costera, están las praderas

y céspedes ribereños, alternando con sauzales y ceibales (Matteucci, 2012).

Hasta no hace mucho existían pastizales naturales a lo largo de los bordes de las

carreteras, debajo de los alambrados, alrededor de las instalaciones agropecuarias, a lo

largo de las vías férreas, etc. Con la intensificación de la agricultura industrial y el ingreso

45

de la soja, muchos alambrados, galpones y otras estructuras han sido eliminados para

facilitar la operación de grandes maquinarias agrícolas. Las banquinas de carreteras y

caminos han sido sembradas con soja, de modo que muchos parches de pastizales han sido

borrados del paisaje pampeano y, con ello, importantes corredores biológicos. Estos

espacios seminaturales se encuentran fragmentados y quedan en la matriz de cultivos

distintos tipos de formaciones: reliquiales, residuales, seminaturales y neoecosistemas. Los

primeros son parches de antiguas formaciones de bosques y sabanas del eje fluvial del

Paraná y sus afluentes. Incluye talares y algarrobales y sabanas de chañar (Geoffroea

decorticans), algarrobo negro (Prosopis nigra) y espinillo (Acacia caven). Los parches

relictuales incluyen flechillares de las lomadas restringidos a espacios donde no podía

entrar la maquinaria. Muchos de ellos han desaparecido desde 1997 bajo los cultivos de

soja y los barrios privados e infraestructura anexa (carreteras, shoppings, estacionamientos,

gasolineras, grandes supermercados, etc.). Los parches seminaturales incluyen los

remanentes de pastizal pampeano en los bajos que eran pastoreados. Éstos también han

desaparecido en gran medida en la últimas décadas y sólo quedan unos pocos parches

registrados como áreas valiosas de pastizal (Bilenca & Miñarro, 2004). Los

neoecosistemas son parches de formación reciente de origen antrópico y en los que

dominan especies exóticas, en general árboles implantados, que con el tiempo fueron

invadidos por especies nativas. Incluye parches boscosos de salicáceas, eucaliptus y de

Robinia pseudoacacia implantados por iniciativa de los productores con los programas de

IFONA, así como arboledas en las estancias y otros asentamientos humanos. Incluye

también plantaciones de frutales mucho más antiguas, como las de la colonia escocesa del

siglo XIX en Santa Catalina, cuyo bosque alberga, entre otras nativas, Juglans australis

(nogal criollo), Zanthoxylum rhoifolium (tembetarí) y Celtis ehrenbergiana (Matteucci,

2012).

En el pastizal prácticamente no hay sufrútices ni arbustos, pero puede haber parches

de estas formas biológicas dominados por alguna de las especies: Acanthostyles

buniifolium, Baccharis articulata, Adesmia bicolor, Baccharis notosergila, Conyza

bonariensis. Las comunidades de arbustales y bosques son: a) el espinillar manso de

Mimosa pigra, M. bonplandii, Sesbania virgata y S. punicea; b) el sarandizal de

Cephalanthus glabratus y Phyllanthus sellowianus; c) el espinillar de Acacia caven; d) los

bosques ribereños de aliso (Tessaria integrifolia); e) los ceibales (Erythrina crista-galli); f)

los talares algarrobales (Celtis ehrenbergiana y Prosopis alba); g) los talares en sentido

estricto, es decir. dominados por Celtis ehrenbergiana; h) los bosques de coronillo (Scutia

46

buxifolia); i) los lecheronales de Sapium haematospermum; j) el monte blanco del delta

inferior y de los albardones de la llanura aluvial y la selva marginal de Hudson-Punta Lara.

Las formaciones leñosas, que actualmente forman parches relictuales, se alineaban

paralelas al litoral del gran colector fluvial y de los valles de sus tributarios. Es de suponer

que tenían una extensión mucho mayor de la que tienen actualmente, a juzgar por la

extensión de los cordones conchiles y de las barrancas (Matteucci, 2012).

Cuenca Matanza-Riachuelo

El Matanza es un río de llanura de escasa longitud (80 km), caudal (8 m3/s) y

pendiente (0,35%) que atraviesa la planicie pampeana. Recorre el sur del área

metropolitana de Buenos Aires y desemboca en el Río de la Plata. Recibe aguas arriba el

aporte de numerosos arroyos –232 cursos–, aunque sólo tres arroyos –Rodríguez, Morales

y Cañuelas– son principales. Conforma así una cuenca de forma irregular de 204.768 ha

con un ancho máximo de 40 km que alberga el 12% de la población argentina. El 22,14%

del área de esta cuenca es urbana y el 54,55%, rural. En su recorrido atraviesa gran parte

del Área Metropolitana de Buenos Aires (AMBA), una de las regiones más densamente

pobladas de la Argentina, incluyendo la capital del país y 14 partidos del Gran Buenos

Aires (Gral. Las Heras, Cañuelas, Marcos Paz, Merlo, La Matanza, Ezeiza, Morón,

Esteban Echeverría, Almirante Brown, Lomas de Zamora, Lanús, Avellaneda y San

Vicente). En la cuenca Matanza-Riachuelo se distinguen 3 secciones de diferente grado de

urbanización: una zona altamente urbanizada (cuenca baja), otra periurbana o urbana en

vías de expansión (cuenca media) y un área mayormente rural (cuenca alta) donde todavía

se mantienen algunas condiciones ambientales satisfactorias (ACUMAR, 2012).

En el tramo superior el río es poco profundo (0,3-0,5 m) y corre sin mayores

dificultades, si bien existen algunos canales para orientar el escurrimiento. Al ingresar a la

planicie baja, el cauce pierde sus características naturales. El curso inferior del río se

encuentra canalizado y rectificado. Allí se denomina Riachuelo. En sus últimos 15 km

antes de la desembocadura en el estuario del Río de la Plata alcanza su mayor profundidad

(7 m). Además, terraplenes ferroviarios y carreteros dispuestos transversalmente a los

cursos de agua alteran el funcionamiento natural de la cuenca. El curso en la cuenca media

está menos modificado, si bien se observan algunos arroyos cortados, profundización del

cauce y acumulación de tierra en las márgenes.

El río Matanza-Riachuelo es el más contaminado de la Argentina y tiene una larga

historia de impactos ambientales negativos. La segunda fundación de la ciudad de Buenos

47

Aires tuvo lugar en 1580 a orillas de su desembocadura, impactando el paisaje natural y la

calidad de las aguas. La contaminación se remonta a la época colonial, situación que se

agravó en el siglo XIX por la instalación de saladeros en sus márgenes. Durante el siglo

XX, la contaminación predominante fue causada por la producción agrícola-ganadera en el

curso superior, y por efluentes industriales y domésticos en los cursos medio e inferior

(Malpartida, 2003).

Mediciones realizadas entre 1998 y 2001 revelaron condiciones críticas en los

contenidos de oxígeno disuelto, así como altos valores de plomo y cromo que impactaban

la vida en el río (Faggi & Breuste, 2015). A la contaminación por efluentes se sumaron

numerosos basurales a cielo abierto y ocupación ilegal de sus márgenes. Tal apremiante

situación ambiental sensibilizó a la sociedad civil. Entre 2002 y 2003, la Fundación Ciudad

realizó varios foros de discusión en los 3 sectores de la cuenca, a fin de convocar a

múltiples actores en busca de soluciones consensuadas, las cuales fueron elevadas a las

autoridades (Fundación Ciudad, 2002).

Si bien existieron diversos intentos de mejora ambiental, la situación comienza a

mejorar a partir del 2006 con la creación de la Autoridad de Cuenca Matanza Riachuelo

(ACUMAR). Su accionar se dinamizó en 2008, en respuesta a la intimación de la Corte

Suprema de Justicia de la Nación, a raíz de una causa judicial presentada en 2004 por un

grupo de vecinos de la cuenca baja (García Silva & García Espil, 2012).

Si bien aún persisten focos puntuales de contaminación, en general la calidad de agua

ha comenzado a mejorar por disminución y control de los vertidos ilegales. En algunos

tramos de las márgenes del río se tomaron medidas para relocalizar a personas que vivían

en forma precaria sobre las riberas, se completó el camino de sirga, se eliminaron basurales

y se implementó un plan de limpieza y forestación. En el cauce, se extrajeron las carcazas

de barcos abandonados. Actualmente, ACUMAR está realizando un monitoreo trimestral

de varios parámetros de calidad de agua y de aire (ACUMAR, 2011a, 2011b, 2012).

Frente estuarial (Río de la Plata)

El frente estuarial del Río de la Plata presenta características similares a las

descriptas para la Ecorregión Pampa, pero posee algunas características propias dada su

ubicación cercana al Océano Atlantico. El Río de la Plata recibe más del 97% del caudal

fluvial de los ríos Paraná y Uruguay, descargando este último más de 20.000 m3/s en el

Océano Atlántico. En el encuentro entre esta intensa descarga fluvial y las aguas marinas

del Océano Atlántico se genera una extensa zona de mezcla de características mixohalinas.

48

La pluma de descarga rica en nutrientes del Río de la Plata afecta la circulación del océano

adyacente propiciando altos niveles de producción (FREPLATA, 2005).

La circulación atmosférica local está controlada por la combinación de los sistemas

de alta presión del Pacífico Sur y Atlántico Sur. La circulación en dirección Sudoeste,

asociada con el sistema de alta presión del Atlántico Sur, provoca la advección de aire

cálido y húmedo desde regiones subtropicales. Anticiclones fríos sobre el sur de Argentina

impulsan periódicamente (particularmente en invierno) masas de aire marítimo frío del

Atlántico Sudoccidental sobre el área del litoral (FREPLATA, 2005).

La gran heterogeneidad ambiental del área, en términos de masas de agua (cálidas,

templadas, frías, dulces, saladas y salobres), fisiografía (islas, puntas rocosas, marismas,

playas arenosas, barrancas, lagunas costeras) y geología (fondos arenosos, limosos,

arcillosos) genera una extensa variedad de hábitats que son utilizados por una gran

diversidad de especies (FREPLATA, 2005).

El espacio costero del Río de la Plata y su área de influencia representan el polo

económico y sociourbano más dinámico y de mayor envergadura para la Argentina. Desde

el punto de vista territorial, las actividades industriales y de servicios –salvo la

agropecuaria– tienden a concentrarse en el entorno del AMBA, por ende también el

asentamiento de la población. Esto implica que su influencia sobre el frente estuarial del

Río de la Plata no es menor, así como tampoco el impacto de estas actividades sobre los

bienes y servicios ecosistémicos allí ubicados.

Se estudió el sector Norte del frente estuarial, en una longitud aproximada de 33 km.

Se abarcaron los partidos de Tigre, San Fernando, San Isidro y Vicente López (provincia

de Buenos Aires) y CABA en la zona del Puerto, Ciudad Universitaria y la Reserva

Ecológica Costanera Sur.

Reserva ―Los Robles‖ (río Reconquista)

El sector estudiado, de 5 km aproximadamente, corresponde a un tramo alto del río

Reconquista, en el arroyo La Choza. Este arroyo, junto con los arroyos Durazno y La

Horqueta, desembocan en la presa ―Ing. Carlos Roggero‖ y forman parte de las nacientes

del río Reconquista. La cuenca del arroyo La Choza tiene una superficie aproximada de

555 km2. La ganadería y la agricultura ocupan cerca del 90% de la superficie de la cuenca,

mientras que las áreas urbanizadas alcanzan 6% y el resto es ocupado por otras actividades

productivas, como la horticultura (Basílico, 2014),

49

Reserva ―El Saladero‖ (arroyo Buñirigo)

La longitud del sector estudiado comprende aproximadamente 0,6 km y se ubica en

el tramo inferior del arroyo Buñirigo. Este arroyo tiene una longitud de 36 km y

desemboca en el Río de la Plata. Parte de su tramo inferior recorre la ciudad de Magdalena

(partido de Magdalena, provincia de Buenos Aires). El uso dominante del suelo en la

mayor parte de la cuenca corresponde a ganadería extensiva, aunque se ha registrado la

presencia de una industria alimenticia y una curtiembre (Bauer, 2009; Paracampo, 2012).

Selección de sitios

Para el relevamiento de la vegetación y la evaluación de calidad de ribera se

muestrearon 88 sitios en la provincia de Buenos Aires (Figura 1-B; Tabla 1-D): 53 sitios en

la cuenca del río Matanza-Riachuelo (Figura 1-C), 25 sitios en el frente estuarial del Río de

la Plata (Figura 1-D), 5 sitios en la cuenca del río Reconquista (Figura 1-E) y 5 sitios en el

arroyo Buñirigo (Figura 1-F).Todos los sitios fueron visitados por única vez durante las

temporadas de primavera y verano (septiembre a marzo) de 2010-2011, 2011-2012, 2012-

2013.

Para la selección de los sitios en la cuenca del río Matanza-Riachuelo, se estratificó

en cuenca alta (n = 23), cuenca media (n = 12) y cuenca baja (n = 18) (Figuras 1-C y 1-G).

Cada sector de la cuenca se muestreó abarcando el gradiente urbano-rural representativo

del uso del suelo (Lafflitto et al., 2011), tanto en términos ambientales como demográficos.

En el frente estuarial del Río de la Plata se muestreó la zona de Tigre, la zona de Ciudad

Universitaria y Puerto de Buenos Aires, y la Reserva Ecológica Costanera Sur.

Una vez en el área de muestreo, se consideraron todos los sitios relativamente

homogéneos que reflejaran situaciones representativas del estado ambiental general. En

todos los casos, el muestreo de dichos sitios se vio supeditado a la accesibilidad vehicular o

a pie, así como a las condiciones de seguridad personal.

Sitios de referencia y paisajes asociados

Luego de muestreos preliminares de reconocimiento, se consideraron un total de 13

sitios de referencia. Tres sitios fueron elegidos entre las zonas más conservadas de la

cuenca del río Matanza-Riachuelo, en propiedades privadas ubicadas en la cuenca alta.

Uno de ellos se tomó en la estancia La Carolina (sitio A5) (partido de Gral. Las Heras,

provincia de Buenos Aires) y los otros dos en la estancia La Caledonia (sitios A9 y A10)

(partido de Cañuelas, provincia de Buenos Aires) (Figuras 1-B y 1-C; Tabla 1-D). Los 10

50

sitios restantes debieron ser elegidos fuera de la cuenca del río Matanza-Riachuelo o del

frente estuarial debido a que se percibió un nivel de degradación ambiental relativamente

alto en ambas áreas. Para ello, se eligieron sectores de dos cuencas de llanura periurbana y

rural que cuentan con áreas protegidas, con características paisajísticas conservadas y un

impacto mínimo de degradación ambiental de origen antrópico. Uno de ellos fue un sector

de la cuenca alta del río Reconquista, en la Reserva Municipal Los Robles (partido de

Moreno, provincia de Buenos Aires) (Figura 1-H) en donde se muestrearon 5 sitios

(Figuras 1-B y 1-E; Tabla 1-D). El otro fue un sector del arroyo Buñirigo, que desemboca

en el Río de la Plata, en la Reserva Natural y Cultural El Saladero (partido de Magdalena,

provincia de Buenos Aires) (Figura 1-I) en donde también se muestrearon 5 sitios (Figuras

1-B y 1-F; Tabla 1-D). Si bien para el arroyo Buñirigo se reportaron evidencias de

contaminación ambiental del agua de origen industrial y alta carga de nutrientes,

conductividad, carbono orgánico disuelto y bajo oxígeno disuelto (Bauer, 2009; Rodrigues

Capítulo et al., 2001), se decidió incluir este sector como parte de los sitios de referencia.

Durante los muestreos piloto, se eligieron sitios dentro del área protegida y en los que la

vegetación relevada se mostró conservada, sin evidencias de alteración por contaminación

del agua. Según lo informado por Paracampo (2012) en un estudio sobre el ensamble de

peces en el tramo inferior de este arroyo (muy cercano a los sitios muestreados), es posible

que exista un efecto de dilución de los contaminantes en este tramo, en particular de los

metales pesados (Ocon & Rodrigues Capítulo, 2012), dada la cercanía de los sitios

elegidos a la desembocadura del arroyo en el Río de la Plata. Este efecto favorecería un

impacto mínimo o nulo sobre los peces, y posiblemente también sobre la vegetación

riparia.

Considerando las características del paisaje mencionadas en el parámetro 29. Paisaje

de referencia de la Introducción de este Capítulo, los sitios de referencia ubicados en la

cuenca alta del río Matanza-Riachuelo y del río Reconquista fueron considerados como

referencia del paisaje de pastizal para los sitios de cuenca alta y media del río Matanza-

Riachuelo, y los sitios ubicados en el arroyo Buñirigo fueron considerados como referencia

del paisaje de bosque de ribera para los sitios de la cuenca baja del río Matanza-Riachuelo

y del frente estuarial.

51

Tabla 1-D. Detalle del total de sitios relevados (n = 88) con sus coordenadas de ubicación. Referencias: CMR = cuenca del río Matanza-Riachuelo (n = 50 + 3 sitios de referencia); (A) = cuenca alta (n = 20 + 3 sitios de referencia); (M) = cuenca media (n = 12); (B) = cuenca baja (n = 18); FC = frente estuarial (n = 25); T = Tigre (n = 7); CU = Ciudad Universitaria (n = 3); P = Puerto de Buenos Aires (n = 1); RECS = Reserva Ecológica Costanera Sur (n = 14); RQ, C-Req = Reserva Los Robles, cuenca del río Reconquista (n = 5); AT, C-Ata = Reserva El Saladero, arroyo Buñirigo (n = 5); (r) = sitio de referencia.

Código Tramo Coordenadas S Coordenadas O Código Tramo Coordenadas S Coordenadas O A1 CMR (A) 34°56'32.87"S 58°58'53.21"O B10 CMR (B) 34°39'33.15"S 58°25'1.35"O A2 CMR (A) 34°55'47.04"S 58°58'35.91"O B11 CMR (B) 34°39'37.54"S 58°23'19.13"O A3 CMR (A) 34°56'59.61"S 58°55'13.69"O B12 CMR (B) 34°39'24.92"S 58°22'30.38"O A4 CMR (A) 35° 4'7.97"S 58°44'56.16"O B13 CMR (B) 34°39'19.54"S 58°22'22.57"O

A5(r) CMR (A) 34°52'14.75"S 58°56'32.88"O B14 CMR (B) 34°39'9.98"S 58°22'11.33"O A6 CMR (A) 34°57'22.06"S 58°49'30.24"O B15 CMR (B) 34°39'0.30"S 58°22'3.67"O A7 CMR (A) 34°59'56.20"S 58°46'41.16"O B16 CMR (B) 34°38'51.07"S 58°21'41.58"O A8 CMR (A) 34°52'23.91"S 58°54'13.44"O B17 CMR (B) 34°38'33.03"S 58°21'28.38"O

A9(r) CMR (A) 35° 1'23.42"S 58°40'43.53"O B18 CMR (B) 34°38'18.59"S 58°21'24.90"O A10(r) CMR (A) 35° 1'28.39"S 58°40'25.81"O FC1 T 34°24'54.37"S 58°34'51.06"O A11 CMR (A) 34°59'58.32"S 58°41'33.60"O FC2 T 34°26'24.79"S 58°32'4.16"O A12 CMR (A) 34°56'4.72"S 58°44'12.73"O FC3 T 34°26'28.63"S 58°32'0.42"O A13 CMR (A) 34°55'53.68"S 58°44'2.28"O FC4 T 34°27'6.12"S 58°31'11.81"O A14 CMR (A) 34°57'56.16"S 58°41'5.87"O FC5 T 34°27'41.67"S 58°29'59.68"O A15 CMR (A) 34°58'39.91"S 58°39'45.20"O FC6 T 34°28'13.75"S 58°29'35.87"O A16 CMR (A) 34°55'22.11"S 58°43'16.33"O FC7 T 34°29'23.66"S 58°28'45.67"O A17 CMR (A) 34°58'51.80"S 58°37'36.59"O FC8 CU 34°32'10.86"S 58°26'37.05"O A18 CMR (A) 34°53'48.47"S 58°43'30.55"O FC9 CU 34°32'14.48"S 58°26'31.44"O A19 CMR (A) 34°59'18.28"S 58°36'28.25"O FC10 CU 34°32'20.55"S 58°26'27.48"O A20 CMR (A) 34°56'14.34"S 58°37'24.97"O FC11 P 34°34'34.71"S 58°23'6.41"O A21 CMR (A) 34°49'26.30"S 58°44'33.97"O FC12 RECS 34°35'46.12"S 58°21'16.13"O

52

Código Tramo Coordenadas S Coordenadas O Código Tramo Coordenadas S Coordenadas O A22 CMR (A) 34°49'19.39"S 58°44'18.57"O FC13 RECS 34°35'53.15"S 58°21'9.39"O A23 CMR (A) 34°48'59.94"S 58°44'3.31"O FC14 RECS 34°36'8.85"S 58°20'49.16"O M1 CMR (M) 34°47'54.53"S 58°41'22.68"O FC15 RECS 34°36'18.10"S 58°20'46.90"O M2 CMR (M) 34°47'29.22"S 58°38'35.30"O FC16 RECS 34°36'22.18"S 58°20'46.62"O M3 CMR (M) 34°49'32.49"S 58°37'0.92"O FC17 RECS 34°36'24.11"S 58°20'46.44"O M4 CMR (M) 34°52'49.53"S 58°34'2.45"O FC18 RECS 34°36'25.55"S 58°20'44.83"O M5 CMR (M) 34°46'36.36"S 58°39'2.57"O FC19 RECS 34°36'35.08"S 58°20'30.42"O M6 CMR (M) 34°48'14.04"S 58°37'2.97"O FC20 RECS 34°36'44.58"S 58°20'25.35"O M7 CMR (M) 34°51'16.00"S 58°34'23.23"O FC21 RECS 34°36'59.60"S 58°20'24.87"O M8 CMR (M) 34°48'9.71"S 58°36'25.10"O FC22 RECS 34°37'1.21"S 58°20'30.38"O M9 CMR (M) 34°48'40.75"S 58°35'59.99"O FC23 RECS 34°37'1.94"S 58°20'36.23"O M10 CMR (M) 34°50'22.50"S 58°27'59.08"O FC24 RECS 34°37'2.77"S 58°20'45.05"O M11 CMR (M) 34°49'58.30"S 58°26'50.26"O FC25 RECS 34°37'2.11"S 58°20'52.17"O M12 CMR (M) 34°44'2.38"S 58°30'33.59"O RQ1(r) C-Req 34°39'54.52"S 58°56'30.26"O B1 CMR (B) 34°42'15.07"S 58°27'38.69"O RQ2(r) C-Req 34°39'53.08"S 58°55'11.39"O B2 CMR (B) 34°41'41.46"S 58°27'9.81"O RQ3(r) C-Req 34°39'55.25"S 58°54'32.26"O B3 CMR (B) 34°41'24.84"S 58°26'55.76"O RQ4(r) C-Req 34°40'1.96"S 58°54'3.69"O B4 CMR (B) 34°41'4.39"S 58°26'38.58"O RQ5(r) C-Req 34°40'6.14"S 58°53'34.59"O B5 CMR (B) 34°40'50.02"S 58°26'26.53"O AT1(r) C-Ata 35° 1'8.75"S 57°32'17.54"O B6 CMR (B) 34°39'56.72"S 58°25'41.70"O AT2(r) C-Ata 35° 1'7.14"S 57°32'13.98"O B7 CMR (B) 34°39'47.82"S 58°25'33.20"O AT3(r) C-Ata 35° 1'4.64"S 57°32'18.34"O B8 CMR (B) 34°39'41.51"S 58°25'24.27"O AT4(r) C-Ata 35° 1'0.86"S 57°32'16.55"O B9 CMR (B) 34°39'36.64"S 58°25'12.92"O AT5(r) C-Ata 35° 0'58.67"S 57°32'9.68"O

53

Figura 1-C. Detalle de la ubicación de los sitios relevados en la cuenca del río Matanza-Riachuelo (n = 53). Referencias: puntos amarillos = sitios de la cuenca alta (n = 20); puntos naranjas = sitios de referencia (n = 3); puntos azules = sitios de la cuenca media (n = 12); puntos rojos = sitios de la cuenca baja (n = 18); líneas azules = cursos de agua; línea verde = límite de la cuenca del río Matanza-Riachuelo. (Fuente: Google Earth, 2013)

54

Figura 1-D. Detalle de la ubicación de los sitios relevados en el frente estuarial (n = 25). Referencias: puntos violetas = sitios de la zona de Tigre (n = 7); puntos verdes = sitios de Ciudad Universitaria y Puerto de Buenos Aires (n = 4); puntos naranjas = sitios de la Reserva Ecológica Costanera Sur(n = 14); figura interior = detalle de la ubicación de los sitios muestreados en la Reserva Ecológica Costanera Sur. (Fuente: Google Earth, 2013)

55

Figura 1-E. Detalle de la ubicación de los sitios relevados en la Reserva Los Robles, cuenca del río Reconquista (n = 5). Referencias: puntos blancos = sitios. (Fuente: Google Earth, 2013)

Figura 1-F. Detalle de la ubicación de los sitios relevados en la Reserva El Saladero, arroyo Buñirigo (n = 5). Referencias: puntos fucsias = sitios. (Fuente: Google Earth, 2013)

56

Figura 1-G. Estratificación de la cuenca del río Matanza-Riachuelo en tres sectores: cuenca alta, media y baja. Referencias: relleno gris claro = cuenca alta; relleno gris medio = cuenca media; relleno gris oscuro = cuenca baja; líneas azules = cursos de agua; línea roja = límite de la cuenca del río Matanza-Riachuelo; líneas negras = límites de los partidos que integran la cuenca. (Fuente: Google Earth, 2013)

Figura 1-H. Fotos de la Reserva Municipal Los Robles, cuenca del río Reconquista (partido de Moreno, provincia de Buenos Aires). (Fotos: Gabriel Basílico)

57

Figura 1-I. Fotos de la Reserva Natural y Cultural El Saladero, arroyo Buñirigo (partido de Magdalena, provincia de Buenos Aires). (Fotos: Eliana Melignani)

Toma de datos

En cada sitio de muestreo se definieron dos áreas de 5000 m2 paralelas al curso de

agua (100 m paralelos por 50 m perpendiculares), una para cada margen (Figura 1-J). En

cada margen se relevó la vegetación presente y se aplicó el ICRUM. El puntaje obtenido

para cada margen fue promediado y ese promedio constituyó el valor del ICRUM para ese

sitio.

Figura 1-J. Esquema de las dimensiones de las áreas de muestreo definidas en cada sitio.

Relevamiento de la vegetación

En cada área de muestreo se identificaron todas las especies de plantas vasculares

presentes, estimando visualmente su porcentaje de cobertura según el método

fitosociológico de Braun-Blanquet (1979). Los ejemplares que no contaban con estructuras

reproductivas o frutos se determinaron a nivel de género. Los ejemplares restantes que no

pudieron ser identificados se descartaron del análisis (menos del 5% de las muestras). La

58

nomenclatura de las especies siguió a Zuloaga & Morrone (1996, 1999a, 1999b) y Zuloaga

et al. (1994), con la actualización del Catálogo de las Plantas Vasculares del Cono Sur

(2014) del Instituto de Botánica Darwinion.

A cada especie se le asignó un grupo funcional y un origen. Los grupos funcionales

consistieron en: plantas leñosas (árboles y arbustos, L), plantas herbáceas (herbáceas y

enredaderas, H) y plantas palustres y helófitas (PH). Para el origen se distinguió si se

trataba de plantas nativas o exóticas. Se consideraron nativas (N) todas las pertenecientes a

la flora de las ecorregiones de Argentina. Dentro de las exóticas (E), se distinguió a las

plantas que poseían características de invasoras (EI).

Valoración del Índice de Calidad de Ribera de Usos Múltiples (ICRUM)

El valor final del índice surge de la suma de los puntajes obtenidos para cada

parámetro. Para optimizar la evaluación, las márgenes derecha e izquierda se analizaron de

forma separada, se realizó la sumatoria de valores para cada una y luego se calculó un

promedio, dando un puntaje único para cada sitio (Gualdoni et al., 2011). A continuación

se describe la ecuación del ICRUM:

donde ICRUMx corresponde al valor del índice para el sitio x, n corresponde al número de

parámetros del ICRUM, dnx corresponde al puntaje del parámetro n en la margen derecha

del sitio x y znx corresponde al puntaje del parámetro n en la margen izquierda del sitio x.

En la Tabla 1-A se presentaron los parámetros seleccionados para conformar el

ICRUM. Algunos de los parámetros del ICRUM presentan una valoración cuantitativa (ej.

parámetro 1) y otros cualitativa o categórica (ej. parámetro 3). De manera que todos los

parámetros contaran con una valoración cuantitativa semejante que permitiese realizar una

sumatoria, los puntajes o valoraciones de cada parámetro fueron convertidos a cuatro

categorías numéricas (valores del 1 al 4). En los parámetros cuantitativos, a partir de la

dispersión de valores de cada métrico, se obtuvieron los rangos divididos en cuartiles

(siempre que fue posible) y a cada cuartil se le asignó una categoría numérica del 1 al 4

(Gualdoni et al., 2011). En los parámetros cualitativos, a las posibles valoraciones de cada

parámetro se les asignó una categoría numérica (entre 1 y 4 como máximo, siempre que

59

fue posible), valorando con menor puntaje las situaciones desfavorables y con mayor

puntaje las situaciones favorables.

Para los parámetros categóricos en los que se presentaron dos opciones, se

establecieron dos valoraciones: 1 y 4 (parámetros 4, 5, 8, 20, 21, 22 y 28) o 2 y 4

(parámetros 23, 24 y 27). En el primer caso, se eligieron los valores 1 y 4 (en lugar de 1 y

2, por ejemplo), ya que a las dos situaciones observadas se las consideró casos extremos

(ej. canal impermeabilizado, canalizado o rectificado vs. canal de apariencia natural). De

esta forma, se intentó ponderar la diferencia numérica entre las dos posibilidades

asignando el máximo valor posible (4) a la situación favorable y el mínimo (1) a la

situación desfavorable. En el segundo caso (valores 2 y 4), la situación favorable se

consideró la mejor posible, por lo que se le asignó el valor máximo (4). Pero la situación

desfavorable no se la consideró un caso extremo negativo (la presencia de agricultura y

ganadería fueron de tipo extensivo y no intensivo, así como el impacto antrópico generado

por la presencia de áreas recreativas por su pequeño tamaño), por lo que decidió no asignar

el valor mínimo (1) sino el siguiente (2).

El rango teórico de puntajes posibles de obtener aplicando el ICRUM es de 31 a 106.

A partir de la dispersión de estos valores, se obtuvieron los rangos divididos en cuartiles

(31–49,75; 49,76–68,50; 68,51–87,25 y 87,26–106) (Gualdoni et al., 2011). A cada rango

se le asignó una valoración subjetiva Mala (31,00–49,75), Regular (49,76–68,50), Buena

(68,51–87,25) y Muy Buena (87,26–106,00). Esta valoración representó el estado de

calidad de ribera del sitio relevado.

A continuación se desarrolla el criterio de valoración de cada parámetro, el cual se

resume en la Tabla 1-E.

1. Ancho del espacio ripario con vegetación asociada

El ancho del espacio ripario se midió en términos relativos al ancho del cauce, es

decir, se comparó el ancho de la franja de espacio ripario con vegetación asociada al río

con respecto al ancho del cauce. Se registró el factor proporcional que indica la cantidad de

veces que el ancho del cauce entra en el espacio ripario. Teniendo en cuenta los valores

mencionados en la Tabla 1-B y 1-C, se establecieron 4 categorías: 1 = 0 a 0,5; 2 = 0,6 a 1;

3 = 1,1 a 2; y 4 = mayor a 2 veces respecto al ancho del cauce para los ríos o arroyos o 1 =

0 a 25 m; 2 = 26 a 50 m; 3 = 51 a 100 m; y 4 = mayor a 100 m para el frente estuarial

(Tabla 1-E). En ambos casos, la categoría 1 representa la peor situación y la 4 la mejor

situación posible.

60

2. Conectividad entre el curso de agua y el ecosistema ripario adyacente

La conectividad entre el curso de agua y el ecosistema ripario adyacente se midió

como el porcentaje de margen que se encontrara libre de obstáculos en los 100 m de

longitud del área muestreada, permitiendo el desborde del agua. Se establecieron 4

categorías: 1 = 0–25%; 2 = 26–50%; 3 = 51–75%; y 4 = 76–100% de conectividad entre el

curso de agua y el ecosistema ripario adyacente (Tabla 1-E; Figura 1-K). Un bajo

porcentaje de conectividad representa una ribera obstaculizada que impide el desborde del

agua del cauce a la llanura de inundación (la peor situación), mientras que un valor de alta

conectividad representa una ribera sin obstáculos que permite el libre desborde del agua

del cauce (la mejor situación posible).

Figura 1-K. Ejemplos de distintos grados de conectividad entre el curso de agua y el ecosistema ripario adyacente. Referencias: a = 0–25%; b = 26–50%; c = 51–75%; d = 76–100% de conectividad entre el curso de agua y el ecosistema ripario adyacente. (Fotos: Eliana Melignani)

61

3. Características de las riberas

Considerando las distintas situaciones de las riberas observadas con frecuencia

durante los relevamientos, la valoración se basó en el grado de erosión, o bien de

ocupación y/o fijación de bordes (por impedimento de los procesos naturales de erosión y

sedimentación), que presentaban las riberas. Se establecieron 4 categorías: 1 = riberas con

suelo impermeable u ocupadas por asentamientos precarios; 2 = riberas socavadas,

hundidas o con signos de algún tipo de erosión o desprendimiento de tierra; 3 = riberas con

presencia de montículos de tierra, rellenos para su elevación o pendiente pronunciada; y 4

= riberas con apariencia natural o sin signos de modificación (Tabla 1-E; Figura 1-L). Se

consideró la categoría 1 como la peor situación y la categoría 4 como la mejor situación

posible.

Figura 1-L. Ejemplos de la categorización de las características de las riberas. Referencias: a = riberas con suelo impermeable u ocupadas por asentamientos precarios; b = riberas socavadas, hundidas o con signos de algún tipo de erosión o desprendimiento de tierra; c = riberas con presencia de montículos de tierra, rellenos para su elevación o pendiente pronunciada; d = riberas con apariencia natural o sin signos de modificación. (Fotos: Eliana Melignani)

62

4. Características del canal

La valoración se basó en el grado de modificación que presentaba el canal y en las

distintas situaciones de las riberas observadas con frecuencia durante los relevamientos. Se

establecieron 2 categorías: 1 = canal impermeabilizado, rectificado o canalizado; y 4 =

canal con apariencia natural o sin signos de modificación (Tabla 1-E; Figura 1-M), siendo

la categoría 1 la situación negativa y la 4 la situación positiva.

Figura 1-M. Ejemplos de la categorización de las características del canal. Referencias: a = canal impermeabilizado, rectificado o canalizado; b = canal con apariencia natural o sin signos de modificación. (Fotos: Eliana Melignani)

5. Continuidad del cauce

En este estudio se consideraron todos los cauces permanentes, según los muestreos

piloto y la confirmación a través de los sistemas de información geográfica, de manera de

maximizar la probabilidad de que las situaciones observadas de cauces interrumpidos se

debieran al impacto antrópico, y no a cauces temporarios. La valoración se basó en la

continuidad que presentaba el cauce y se consideraron las distintas situaciones de cauces

observados con frecuencia durante los relevamientos. Se establecieron 2 categorías: 1 =

cauce interrumpido, y 4 = cauce continuo (Tabla 1-E) , siendo la categoría 1 la situación

negativa y la 4 la situación positiva.

6. Cobertura vegetal general

Se registró el porcentaje de área de muestreo (sobre la ribera) cubierto por vegetación

(0–100%). Se establecieron 4 categorías: 1 = 0–25%; 2 = 26–50%; 3 = 51–75%; y 4 = 76–

63

100% de área cubierta de vegetación (Tabla 1-E). La categoría 1 se consideró la peor

situación, mientras que la categoría 4 se consideró la mejor situación posible.

7. Suelo desnudo

Se registró el porcentaje de área de muestreo con suelo desprovisto de vegetación, es

decir, con tierra expuesta. No se incluyó la superficie de suelo impermeabilizado, con

piedras, cascotes, escombros o residuos. Se establecieron 4 categorías: 1 = 76–100%; 2 =

51–75%; 3 = 26–50%; y 4 = 0–25% de suelo desnudo (Tabla 1-E). Se consideró la

categoría 1 la peor situación y la categoría 4 la mejor situación posible.

8. Plantas flotantes libres

Se identificó la presencia de plantas flotantes libres (plantas superiores) en el cauce.

Se confirmó que su presencia no estuviera asociada a situaciones extremas, como crecidas

(cotejando con datos del Servicio de Hidrografía Naval). La valoración positiva se basa en

las funciones ecosistémicas asociadas a la presencia de plantas flotantes libres: absorción

de nutrientes (Basílico et al., 2016), hábitat para macroinvertebrados, nidificación de aves

y anfibios, criía de alevinos de peces y refugio para peces pequeños (Petr, 2000). Se

establecieron 2 categorías: 1 = ausencia y 4 = presencia de plantas flotantes libres (Tabla 1-

E), considerando la categoría 1 como una situación negativa y la 4 como una situación

positiva.

9. Plantas palustres

Se registró el porcentaje de orilla del área de muestreo cubierta con plantas palustres.

Se entendió como palustre toda planta que se desarrolla en suelos permanentemente

inundados y que normalmente posee rizomas que la fija al sustrato (Lahitte et al., 2004). Se

establecieron 4 categorías: 1 = 0–25%; 2 = 26–50%; 3 = 51–75%; y 4 = 76–100% de orilla

cubierta por plantas palustres (Tabla 1-E), considerando la categoría 1 como la peor

situación y la 4 como la mejor situación posible.

10. Herbáceas nativas

Se registró el porcentaje de área de muestreo cubierta por herbáceas nativas según el

método fitosociológico de Braun-Blanquet (1979). Se establecieron 4 categorías: 0–25%;

26–50%; 51–75%; y 76–100% de área cubierta por herbáceas nativas. Para el pastizal

(cuenca alta y media del río Matanza-Riachuelo y Reserva Los Robles, cuenca del río

64

Reconquista), se les asignó el valor de 1, 2, 3 y 4 respectivamente (Tabla 1-E). Una baja

cobertura de herbáceas nativas se consideró la peor situación, mientras que una alta

cobertura se consideró la mejor situación posible. Para el bosque de ribera (cuenca baja del

río Matanza-Riachuelo, frente estuarial y Reserva El Saladero, arroyo Buñirigo), se les

asignó el valor de 4, 3, 2 y 1 respectivamente (Tabla 1-E). Debido a que en este ecosistema

se esperaría una alta cobertura de plantas leñosas, una alta cobertura de herbáceas nativas

se consideró la peor situación, mientras que una baja cobertura se consideró la mejor

situación posible.

11. Herbáceas exóticas

Se registró el porcentaje de área de muestreo cubierta por herbáceas exóticas según el

método fitosociológico de Braun-Blanquet (1979). Se establecieron 4 categorías: 1 = 76–

100%; 2 = 51–75%; 3 = 26–50%; y 4 = 0–25% de área cubierta por herbáceas exóticas

(Tabla 1-E). Una alta cobertura de herbáceas exóticas se consideró la peor situación,

mientras que una baja cobertura se consideró la mejor situación posible. La presencia de

herbáceas exóticas se consideró igualmente desfavorable tanto para el pastizal como para

el bosque de ribera, por lo que se decidió no diferenciar la puntuación en cada caso.

12. Plantas leñosas nativas

Se registró el porcentaje de área de muestreo cubierta por plantas leñosas nativas

según el método fitosociológico de Braun-Blanquet (1979). Se establecieron 4 categorías:

0–25%; 26–50%; 51–75%; y 76–100% de área cubierta por plantas leñosas nativas. Para el

pastizal (cuenca alta y media del río Matanza-Riachuelo y Reserva Los Robles, cuenca del

río Reconquista), se les asignó el valor de 4, 3, 2 y 1 respectivamente (Tabla 1-E). Debido

a que en este paisaje se esperaría una alta cobertura de herbáceas, una alta cobertura de

plantas leñosas nativas se consideró la peor situación, mientras que una baja cobertura se

consideró la mejor situación posible. Para el bosque de ribera (cuenca baja del río

Matanza-Riachuelo, frente estuarial y Reserva El Saladero, arroyo Buñirigo), se les asignó

el valor de 1, 2, 3 y 4 respectivamente (Tabla 1-E). Una baja cobertura de plantas leñosas

nativas se consideró la peor situación, mientras que una alta cobertura se consideró la

mejor situación posible.

65

13. Plantas leñosas exóticas

Se registró el porcentaje de área de muestreo cubierta por plantas leñosas exóticas

según el método fitosociológico de Braun-Blanquet (1979). Se establecieron 4 categorías:

1 = 76–100%; 2 = 51–75%; 3 = 26–50%; y 4 = 0–25% de área cubierta por plantas leñosas

exóticas (Tabla 1-E). Una alta cobertura de plantas leñosas exóticas se consideró la peor

situación, mientras que una baja cobertura se consideró la mejor situación posible. La

presencia de leñosas exóticas se consideró igualmente desfavorable tanto para el pastizal

como para el bosque de ribera, por lo que se decidió no diferenciar la puntuación en cada

caso.

14. Relación plantas palustres (nativas)/Herbáceas nativas

Se calculó el cociente entre el porcentaje total de cobertura de herbáceas palustres

(las cuales resultaron todas nativas excepto por una especie) (numerador) y el porcentaje

total de cobertura de herbáceas nativas (denominador). Se establecieron 3 categorías: 1 = ≤

1; 2 = 1,1 a 2; y 3 = > 2 (Tabla 1-E). La categoría 1 (baja proporción de plantas palustres o

proporciones semejantes de herbáceas nativas y palustres) se consideró la peor situación,

mientras que la categoría 3 (alta proporción de plantas palustres) se consideró la mejor

situación posible.

15. Relación herbáceas nativas/exóticas

Se calculó el cociente entre el porcentaje total de cobertura de herbáceas nativas

(numerador) y el porcentaje total de cobertura de herbáceas exóticas (denominador). Se

establecieron 4 categorías: 1 = < 1; 2 = 1; 3 = 1,1 a 3; y 4 = > 3 (Tabla 1-E). La categoría 1

(baja proporción de herbáceas nativas) se consideró la peor situación, mientras que la

categoría 4 (alta proporción de herbáceas nativas) se consideró la mejor situación posible.

16. Relación plantas leñosas nativas/exóticas

Se calculó el cociente entre el porcentaje total de cobertura de plantas leñosas nativas

(numerador) y el porcentaje total de cobertura de plantas leñosas exóticas no invasoras

(denominador). Se establecieron 3 categorías para el pastizal: 1 = ≤ 1; 2 = 1,1 a 2; y 3 = > 2

y 4 categorías para el bosque de ribera: 1 = < 1; 2 = 1; 3 = 1,1 a 3; y 4 = > 3 (Tabla 1-E).

Dado que en el pastizal se considera más importante la representación de las herbáceas

nativas, sólo se establecieron 3 categorías ya que no fue necesario discriminar una alta

representación de leñosas nativas. En ambos paisajes, la categoría 1 (baja proporción de

66

leñosas nativas) se consideró la peor situación, mientras que la categoría 3 o 4 (alta

proporción de leñosas nativas) se consideró la mejor situación posible.

17. Relación plantas leñosas nativas/exóticas invasoras

Se calculó el cociente entre el porcentaje total de cobertura de plantas leñosas nativas

(numerador) y el porcentaje total de cobertura de plantas leñosas exóticas invasoras

(denominador). Se establecieron 3 categorías: 1 = ≤ 1; 2 = 1,1 a 2; y 3 = > 2 (Tabla 1-E).

La categoría 1 (baja proporción de leñosas nativas) se consideró la peor situación, mientras

que la categoría 3 (alta proporción de leñosas nativas) se consideró la mejor situación

posible.

18. Estructuras y vías para acceso humano al curso de agua y sus riberas

Se evaluó la presencia de distintas estructuras y construcciones instaladas sobre el

curso de agua o sus márgenes, así como las vías que facilitan el acceso humano al mismo y

a las riberas. Estas incluyeron: puentes, muelles, caminos permeables y caminos

impermeables (en ambos casos, tanto peatonales como vehiculares). Se establecieron 3

categorías: 1 = puentes, muelles y caminos impermeables (peatonales y/o vehiculares); 2 =

caminos permeables (peatonales y/o vehiculares); y 3 = sin estructuras ni vías de acceso

reconocibles (Tabla 1-E). Se consideró la presencia de estructuras y vías como una

situación negativa y su ausencia como una situación positiva.

19. Basura

Se evaluó la presencia de residuos sólidos, tanto en las márgenes como en el curso de

agua. Se establecieron 3 categorías: 1 = basura agrupada en cúmulos notorios; 2 = basura

esparcida o escasa; y 3 = ausencia de basura (Tabla 1-E). Se consideró la presencia de

basura agrupada como la peor situación y su ausencia como la mejor situación posible.

20. Descargas de efluentes

Se evaluó la presencia de descargas de efluentes líquidos de diverso origen en el

curso de agua. Dada la dificultad de identificación del tipo de descarga (industrial,

doméstica o pluvial) debido a que la mayoría de las tuberías se encontraban inactivas al

momento del muestreo, sólo se consideró la presencia o ausencia de tuberías o cañerías de

descarga o desagüe de efluentes líquidos. Se establecieron 2 categorías: 1 = presencia; y 4

= ausencia de tuberías o cañerías de descarga de efluentes líquidos (Tabla 1-E). Se

67

consideró la presencia como una situación negativa y la ausencia como una situación

positiva.

21. Características organolépticas del agua

Se realizaron observaciones sobre la presencia de sustancias ajenas al cuerpo de agua

(exceptuando la basura, ya que se evaluó en el parámetro 19), como ser espuma, materia

fecal, aceites, o bien olores desagradables al momento del muestreo. Se establecieron 2

categorías: 1 = presencia o 4 = ausencia de sustancias y olores ajenos al cuerpo de agua

(Tabla 1-E), considerando la presencia de sustancias y olores como una situación negativa

y su ausencia como una situación positiva.

22. Dragado del sedimento

Se realizaron observaciones sobre la remoción de sedimento del curso de agua al

momento del muestreo. Se establecieron 2 categorías: 1 = presencia y 4 = ausencia de

maquinarias o vehículos de remoción y/o dragado de sedimento (Tabla 1-E). Se consideró

la presencia de actividad o maquinaria de dragado como una situación negativa y su

ausencia como una situación positiva.

23. Agricultura

Se identificó la presencia de actividades agrícolas a través de la observación de

campos de cultivo. Se establecieron 2 categorías: 2 = presencia y 4 = ausencia de campos

de cultivo (Tabla 1-E). Dado que en todos los relevamientos realizados sólo se encontraron

evidencias de agricultura extensiva sobre las riberas, se consideró la presencia de campos

de cultivo como una situación negativa de grado 2 (menos negativa que la agricultura

intensiva, la cual se hubiese valorado como 1, por ejemplo) y su ausencia como una

situación positiva.

24. Ganadería

Se identificó la presencia de actividades ganaderas a través de la observación de

ganado pastando o signos del mismo en el suelo del área de muestreo (huellas y pisadas en

las riberas). Se establecieron 2 categorías: 2 = presencia y 4 = ausencia de actividad

ganadera (Tabla 1-E). Dado que en todos los relevamientos realizados sólo se encontraron

evidencias de ganadería extensiva sobre las riberas, se consideró la presencia de ganado

68

como una situación negativa de grado 2 (menos negativa que la cría intensiva de ganado, la

cual se hubiese valorado como 1, por ejemplo) y su ausencia una situación positiva.

25. Industria

Se identificó la presencia de actividades industriales a través de la observación de

fábricas, depósitos, maquinaria industrial y cartelería de obra. Se establecieron 3

categorías: 1 = presencia de industria de procesos o extractiva; 2 = presencia de galpones y

depósitos de mercadería; y 3 = ausencia de actividad industrial (Tabla 1-E). Se consideró la

categoría 1 como la peor situación y la categoría 3 como la mejor situación posible.

26. Área urbana

Se identificó la presencia e intensidad del área urbana a través de la observación del

tipo y densidad de construcciones. Se establecieron 3 categorías: 1 = presencia de

urbanización densa y/o de asentamientos precarios; 2 = presencia de urbanización

suburbana o periurbana; 3 = presencia de urbanización periurbana laxa o asociada a áreas

rurales (Tabla 1-E; Figura 1-N). Se consideró la categoría 1 como la peor situación y la

categoría 3 como la mejor situación posible.

Figura 1-N. Ejemplos de la categorización del área urbana. Referencias: a = presencia de urbanización densa y/o de asentamientos precarios; b = presencia de urbanización suburbana o periurbana; c = presencia de urbanización periurbana laxa o asociada a áreas rurales. (Fotos: Eliana Melignani)

27. Área recreativa

Se identificó la presencia de áreas recreativas y/o de esparcimiento a través del

registro de espacios con mesas y bancos, juegos para niños, circuitos de actividad

deportiva, canchas para práctica de deportes varios y cartelería indicativa. Se establecieron

2 categorías: 2 = presencia; y 4 = ausencia de áreas recreativas (Tabla 1-E). Se consideró la

69

presencia de áreas recreativas como una situación negativa de grado 2 (por ser áreas

recreativas de tamaño pequeño y sin gran infraestructura) y la ausencia como una situación

positiva.

28. Área protegida o reserva natural

Se identificó la presencia de áreas protegidas o reservas naturales a través del registro

de cartelería indicativa y delimitaciones de estas zonas. Se establecieron 2 categorías: 1 =

ausencia; y 4 = presencia de áreas protegidas (Tabla 1-E). Se consideró la ausencia de

áreas protegidas como una situación negativa y la presencia como una situación positiva.

29. Paisaje de referencia

Este parámetro no formó parte de la valoración final del estado ambiental de cada

sitio, sino que se decidió incorporarlo como una variable a considerar al momento de

realizar el análisis estadístico.

Se establecieron 2 categorías: 1 = paisaje de referencia de pastizal, y 2 = paisaje de

referencia de bosque de ribera (Tabla 1-E). El paisaje de referencia de pastizal se consideró

para los sitios de la cuenca alta y media del río Matanza-Riachuelo y río Reconquista

(sitios de referencia) y el paisaje de referencia de bosque de ribera se consideró para los

sitios de la cuenca baja del río Matanza-Riachuelo, frente estuarial y arroyo Buñirigo

(sitios de referencia).

70

Tabla 1-E. Parámetros que conforman el Índice de Calidad de Ribera de Usos Múltiples (ICRUM) y su valoración categórica. Referencias: R/A = ríos o arroyos; FE = frente estuarial; P = pastizal; B = bosque de ribera; * = parámetro no incluido en la puntuación del ICRUM (agregado para el análisis estadístico). Categorías 1 y 2 = valoración negativa; categorías 3 y 4 = valoración positiva (excepto parámetros 3, 6 y 7 con categoría 3 negativa).

Categorías Parámetro 1 2 3 4

1 Ancho del espacio ripario con vegetación asociada

R/A 0 a 0,5 0,6 a 1 1,1 a 2 > 2 FE 0 a 25 m 26 a 50 m 51 a 100 m > 100 m

2 Conectividad entre el curso de agua y el ecosistema ripario adyacente 0 a 25% 26 a 50% 51 a 75% 76 a 100%

3 Características de las riberas Impermeable / ocupada

Socavadas / erosionadas

Montículos / rellenada / empinada

Apariencia natural

4 Características del canal Impermeabilizado / canalizado / rectificado Apariencia

natural 5 Continuidad del cauce Interrumpido Continuo 6 Cobertura vegetal general 0 a 25% 26 a 50% 51 a 75% 76 a 100% 7 Suelo desnudo 76 a 100% 51 a 75% 26 a 50% 0 a 25% 8 Plantas flotantes libres Ausencia Presencia 9 Plantas palustres 0 a 25% 26 a 50% 51 a 75% 76 a 100%

10 Herbáceas nativas P 0 a 25% 26 a 50% 51 a 75% 76 a 100% B 76 a 100% 51 a 75% 26 a 50% 0 a 25%

11 Herbáceas exóticas 76 a 100% 51 a 75% 26 a 50% 0 a 25%

12 Plantas leñosas nativas P 76 a 100% 51 a 75% 26 a 50% 0 a 25% B 0 a 25% 26 a 50% 51 a 75% 76 a 100%

13 Plantas leñosas exóticas 76 a 100% 51 a 75% 26 a 50% 0 a 25%

14 Relación plantas palustres (nativas)/Herbáceas nativas ≤ 1 1,1 a 2 > 2

15 Relación herbáceas nativas/exóticas < 1 1 1,1 a 3 > 3

16 Relación plantas leñosas nativas/exóticas P ≤ 1 1,1 a 2 > 2 B < 1 1 1,1 a 3 > 3

17 Relación plantas leñosas nativas/exóticas invasoras ≤ 1 1,1 a 2 > 2

18 Estructuras y vías de acceso humano al curso de agua y sus riberas

Puentes / muelles / caminos impermeables

Caminos permeables

Ninguno aparente

19 Basura Abundante Esparcida / escasa Ausencia

20 Descargas de efluentes Presencia Ausencia

21 Características organolépticas del agua Olor / materia fecal / espuma

Apariencia natural

22 Dragado del sedimento Presencia Ausencia 23 Agricultura Presencia Ausencia 24 Ganadería Presencia Ausencia 25 Industria Procesos / extractiva Depósitos Ausencia

26 Área urbana Asentamiento precario / urbano denso

Suburbano / Periurbano

Periurbano laxo / Asociado a

rural

27 Área recreativa Presencia Ausencia 28 Área protegida o reserva natural Ausencia Presencia

* Paisaje de referencia Pastizal Bosque de ribera

71

Procesamiento de los datos y análisis estadístico

Vegetación

Se calculó la riqueza como el número total de especies presentes en cada sitio de muestreo (en

las dos áreas de 5000 m2 de cada margen). Para estimar la diversidad se calculó el índice de

Shannon (H) (Spellerberg & Fedor, 2003) para cada sitio de muestreo:

donde S se refiere al número total de especies registradas en el sitio x y pi se refiere a la cobertura

proporcional de la especie i respecto a la cobertura total de especies en el sitio x.

Se realizó un análisis de la varianza multivariado (MANOVA) para comparar la riqueza de

especies por sitio de cada grupo funcional, evaluando los sitios muestreados (pastizal o bosque de

ribera) vs. sus respectivos sitios de referencia. Se evaluó la distribución normal univariada de los

datos con el test de Shapiro-Wilks y la homogeneidad de varianzas multivariada con la prueba de

Box. Se realizaron análisis de la varianza (ANOVA) al detectar diferencias significativas en el

MANOVA. Se evaluó la homogeneidad de varianzas con el test de Levene.

Se realizó un ANOVA para comparar la diversidad por sitio, evaluando los sitios muestreados

(pastizal o bosque de ribera) vs. sus respectivos sitios de referencia. Se analizó la distribución

normal de los datos con el test de Shapiro-Wilks y la homogeneidad de varianzas con el test de

Levene.

Para todos los análisis se utilizó el programa InfoStat v2015 (Di Rienzo et al., 2015).

Índice de Calidad de Ribera de Usos Múltiples (ICRUM)

Se realizó un análisis de la varianza (ANOVA) para comparar los valores del ICRUM entre

los distintos sitios. Se evaluó la distribución normal de los datos con el test de Shapiro-Wilks y la

homogeneidad de varianza con el test de Levene. Todos los test fueron comparados a nivel p < 0,05.

Todos los análisis se realizaron con el programa InfoStat v2015 (Di Rienzo et al., 2015).

Se realizó un análisis de componentes principales (ACP) a modo exploratorio con el objeto de

identificar aquellos parámetros que tuvieron mayor influencia en la valoración de la calidad de

ribera en los sitios de estudio. Para ello, se confeccionó una matriz de dos dimensiones con la

valoración de cada parámetro en cada sitio. Para este análisis se incorporó el parámetro Paisaje de

referencia (Tabla 1-E). Se decidió excluir los parámetros Herbáceas nativas y Plantas leñosas

nativas debido a que la puntuación asignada a cada caso depende del paisaje de referencia que le

corresponde al sitio estudiado. Dado que para cada paisaje la puntuación es opuesta (Tabla 1-E), se

72

dificultaría la interpretación del análisis multivariado en el caso de que cualquiera de ellos resultara

parámetro de peso. Quedaron, por tanto, un total de 27 parámetros incluidos. El análisis se realizó

con el programa InfoStat v2015 (Di Rienzo et al., 2015).

Una vez realizado el ACP, se procedió a la selección de parámetros relevantes del ICRUM en

cuanto a la valoración de la calidad de ribera. Las variables, en este caso los parámetros del índice,

con mayor asociación a cada componente principal suelen presentar también una asociación entre

sí, es decir, suelen estar correlacionadas, mostrando su variación en forma conjunta y, en

consecuencia, aportando información redundante. Por esto, para evitar seleccionar parámetros que

se solapen en el aporte a la evaluación de la calidad de las riberas, se estudió la matriz de

probabilidades de covarianzas a fin de determinar cuáles de los parámetros asociados a cada

componente principal elegido no están correlacionados entre sí. Se excluyó del análisis el parámetro

Paisaje de referencia, ya que este parámetro no fue considerado para la valoración del ICRUM. Se

consideraron correlacionados aquellos parámetros con p ≤ 0,05 y no correlacionados aquellos con

p> 0,05.

Resultados

Relevamientos de vegetación

Vegetación general

Se identificaron 248 especies en el total de los sitios relevados (Tabla 1-F). Más de la mitad

de las especies correspondieron al grupo funcional de plantas herbáceas (exóticas 28%; nativas

23%), seguidas de palustres y helófitas nativas (18%), y por último las leñosas (nativas 14%;

exóticas 13%). Las menos representadas fueron las palustres y helófitas exóticas (2%) y el 2%

restante correspondió a las plantas que no se les pudo asignar su origen (Tabla 1-G). Las especies

dominantes fueron todas exóticas: entre las herbáceas, Cynodon dactilon y Festuca arundinacea y

entre las leñosas, la acacia negra (Gleditsia triacanthos). Las nativas más frecuentes fueron la chilca

(Baccharis salicifolia), el ceibo (Erythrina crista-galli), el junco (Schoenoplectus californicus) y la

ciperácea Eleocharis bonariensis.

Se registró un índice de diversidad de 4,65 en el total de sitios muestreados (Tabla 1-G). El

mayor aporte a la diversidad fue por parte de las herbáceas exóticas (28%). Le siguieron las

palustres y helófitas y las herbáceas, ambas nativas (21 y 18% respectivamente) y las leñosas

(exóticas 17%; nativas 14%). Las menos representadas fueron las palustres y helófitas exóticas

(1,5%), y el 0,5% restante correspondió a las plantas que no se les pudo asignar su origen.

73

Tabla 1-F. Lista de especies encontradas en los sitios muestreados. Referencias: Grupo funcional: L = leñosa; H = herbácea; PH = palustre o helófita. Origen: N = nativa; E = exótica; EI = exótica invasora; nd = no determinado. Paisaje: P = sitios de pastizal; B = sitios de bosque de ribera; (ref) = sitios de referencia.

Paisaje

Código Nombre científico Grupo funcional Origen P P (ref) B B (ref)

Abu.gra Abutilon grandifolium L N - - x -

Abu.pau Abutilon pauciflorum L N - - x -

Aca.cav Acacia caven L N - - x -

Ace.neg Acer negundo L EI x x x -

Acm.dec Acmella decumbens PH N - - x -

Agr.cri Agropyron cristatum H E x - - -

Ail.alt Ailanthus altissima L EI - - x -

Als.psi Alstroemeria psittacina H N - - x -

Alt.phi Alternanthera philoxeroides PH N x x x -

Ama.hyb Amaranthus hybridus H E - - x -

Amb.ela Ambrosia elatior H N x - - -

Amb.ten Ambrosia tenuifolia H N x - - -

Ana.arv Anagallis arvensis H E - - x -

Anr.cor Anredera cordifolia H N - - - x

Ant.maj Antirrhinum majus H E x - - -

Api.com Apium commersonii H N x - - -

Arc.min Arctium minus H E x x - -

Aru.don Arundo donax H EI x - x -

Atr.pro Atriplex prostrata H E - x - -

Ave.sat Avena sativa H E x - - -

Azo.fil Azolla filiculoides PH N - x - -

Bac.gra Baccharis gracilis L N - x - -

Bac.not Baccharis notosergila L N x - - x

Bac.pun Baccharis punctulata L N - x - -

Bac.sal Baccharis salicifolia L N x x x -

Bac.spi Baccharis spicata L N x - - -

Bac.tri Baccharis trimera L N x - - x

Bac.mon Bacopa monnieri H N x x - -

Bid.lae Bidens laevis H N - - x -

Bot.lag Bothriochloa laguroides H N x x - -

Bow.inc Bowlesia incana H N x - x -

Bra.rap Brassica rapa H E x - x -

Bri.min Briza minor H E x - - -

Bro.cat Bromus catharticus H N x x x -

Bro.pap Broussonetia papyrifera L E x - - -

Bru.arb Brugmansia arborea L E - - x -

Can.asc Canna ascendens PH N - - x -

Can.gla Canna glauca PH N - - x x

74

Paisaje

Código Nombre científico Grupo funcional Origen P P (ref) B B (ref)

Car.aca Carduus acanthoides H E x x x x

Car.bon Carex bonariensis H N x - - -

Car.div Carex divulsa H EI x x x -

Cas.equ Casuarina cunninghamia L E - - x -

Cat.big Catalpa bignonioides L E - - x -

Cei.spe Ceiba speciosa L N - - x -

Cel.ehr Celtis ehrenbergiana L N x x x -

Cel.igu Celtis iguanaea L N - - x -

Cen.cal Centaurea calcitrapa H E x - - -

Cen.pul Centaurium pulchellum H E - x - -

Cer.glo Cerastium glomeratum H E x - - -

Cha.spp Chaptalia spp. H N x - - -

Che.alb Chenopodium album H E x - x -

Cin.cam Cinnamomum camphora L E - - x -

Cir.arv Cirsium arvense H E x - x -

Cir.vul Cirsium vulgare H E x - x -

Col.esc Colocasia esculenta H E - - x -

Com.ere Commelina erecta H N x - x x

Con.mac Conium maculatum H E x x x x

Con.arv Convolvulus arvensis H E - - x x

Con.bon Conyza bonariensis H N x x x -

Cor.sel Cortaderia selloana H N x x x -

Cri.ame Crinum americanum H E - - x -

Cuc.pep Cucurbita pepo H E x - - -

Cup.fru Cuphea fruticosa PH N - - x -

Cup.mac Cupressus macrocarpa L E - x - -

Cyc.lep Cyclospermum leptophyllum H N x x x -

Cyn.car Cynara cardunculus H E x x - -

Cyn.dac Cynodon dactylon H E x x x -

Cyp.her Cypella herbertii H N - x - -

Cyp.era Cyperus eragrostis PH N x - x -

Cyp.gig Cyperus giganteus PH N x - - -

Cyp.poh Cyperus pohlii PH N x - x -

Dac.glo Dactylis glomerata H E - x - -

Dic.mic Dichondra microcalyx H N x - x -

Dic.squ Dicliptera squarrosa H N x - - -

Dig.san Digitaria sanguinalis H E - - x -

Dip.sat Dipsacus sativus H EI x x x x

Dys.amb Dysphania ambrosioides H N x x - -

Ech.cru Echinochloa crus-pavonis PH E x x x -

Ech.hel Echinochloa helodes PH N x x x -

75

Paisaje

Código Nombre científico Grupo funcional Origen P P (ref) B B (ref)

Ech.gra Echinodorus grandiflorus PH N x - x -

Eic.azu Eichhornia azurea PH N x - - -

Eic.cra Eichhornia crassipes PH N - - x -

Ele.bon Eleocharis bonariensis PH N x x x -

Ele.hau Eleocharis haumaniana PH N x - x -

Ele.tri Eleusine tristachya H N - - x -

Ery.ebr Eryngium ebracteatum PH N - x - x

Ery.ech Eryngium echinatum PH N x - - -

Ery.hor Eryngium horridum PH N x x x x

Ery.cri Erythrina crista-galli L N x x x x

Euc.cam Eucalyptus camaldulensis L E x - x -

Fes.aru Festuca arundinacea H E x - - -

Fic.ela Ficus elastica L E - - x -

Fim.spp Fimbristylis spp. PH N x - - -

Fra.pen Fraxinus pennsylvanica L E x x x -

Fum.cap Fumaria capreolata H E x - x -

Gal.off Galega officinalis H E x - - -

Gal.apa Galium aparine H EI - - x -

Gle.tri Gleditsia triacanthos L EI x x x x

Gre.rob Grevillea robusta L E - - x -

Gri.pul Grindelia pulchella H N x - - -

Han.imp Handroanthus impetiginosus L N - - x -

Hel.ann Helianthus annuus H E - - x -

Hum.sca Humulus scandens H E x - x -

Hyd.nym Hydrocleys nymphoides PH N x - - -

Hyd.bon Hydrocotyle bonariensis PH N x x x -

Hyd.mod Hydrocotyle modesta PH N x - x -

Hyd.ran Hydrocotyle ranunculoides PH N x - - -

Hym.gru Hymenachne grumosa PH N - - x -

Hyp.mic Hypochaeris microcephala H N - - x -

Ipo.cai Ipomoea cairica H N x - x -

Ipo.ind Ipomoea indica H N x - x -

Iri.pse Iris pseudacorus PH E - - x -

Iso.spp Isoetes spp. PH N x x - -

Jab.int Jaborosa integrifolia H N - x x -

Jac.mim Jacaranda mimosifolia L NP - - x -

Jun.imb Juncus imbricatus PH N x - - -

Lab.pum Labisia pumila H E x - x -

Lac.sal Lactuca saligna H E x - - -

Lac.ser Lactuca serriola H E x - - -

Lan.cam Lantana camara L N - - x -

76

Paisaje

Código Nombre científico Grupo funcional Origen P P (ref) B B (ref)

Lem.min Lemna minuta PH N x x - -

Lep.bon Lepidium bonariense H N - - x -

Leu.vul Leucanthemum vulgare H E x - - -

Lig.lud Ligustrum lucidum L EI - - x x

Lig.sin Ligustrum sinense L EI x - x x

Lol.mul Lolium multiflorum H E x - x -

Lon.jap Lonicera japonica H E - - - x

Lot.ten Lotus tenuis H E x x x -

Lud.pep Ludwigia peploides PH N x x x -

Mal.syl Malva sylvestris H E x - - -

Mal.lep Malvella leprosa H N x - - -

Man.gra Manihot grahamii L N x - x -

Mar.vul Marrubium vulgare H E x - - -

Mat.rec Matricaria recutita H E x - - -

Med.lup Medicago lupulina H E x - x -

Meg.max Megathyrsus maximus PH E - - x x

Mel.aze Melia azedarach L E x - x -

Mel.alb Melilotus albus H E x - x -

Mel.off Melilotus officinalis H E x - x -

Mik.mic Mikania micrantha PH N - x x -

Mir.jal Mirabilis jalapa H E - - x -

Mor.alb Morus alba L EI x x x x

Mus.par Musa paradisiaca L E - - x -

Myr.aqu Myriophyllum aquaticum PH N x - - -

Myr.par Myrsine parvula L N - - x x

Nas.hya Nassella hyalina H N x x x -

Nas.nee Nassella neesiana H N x - - -

Nas.off Nasturtium officinale PH E x x - -

Nic.gla Nicotiana glauca L N x - x -

Nic.lon Nicotiana longiflora H N x - - -

Not.gra Nothoscordum gracile H N x - x -

Opu.spp Opuntia spp. H N x - - -

Oxa.art Oxalis articulata H N x - x -

Oza.nie Oxalis niederleinii H N x - - -

Oxy.sol Oxypetalum solanoides H N x - - -

Par.deb Parietaria debilis H E - - x -

Par.acu Parkinsonia aculeata L N x x x -

Pas.dil Paspalum dilatatum H N x - x -

Pas.dis Paspalum distichum H N x x - -

Pas.qua Paspalum quadrifarium PH N x - - -

Pas.vag Paspalum vaginatum PH N x - x -

77

Paisaje

Código Nombre científico Grupo funcional Origen P P (ref) B B (ref)

Pas.cae Passiflora caerulea H N x - x x

Per.ame Persea americana L E - - x -

Pha.ang Phalaris angusta H N x - - -

Pho.can Phoenix canariensis L E - x x -

Pho.spp Phormium spp. H EI - - x -

Phy.nod Phyla nodiflora PH N x x - -

Phy.sel Phyllanthus sellowianus L N - - x -

Phy.spp Physalis spp. H nd - x - -

Phy.dio Phytolacca doica L N x - x -

Pic.ech Picris echioides H E x x x -

Pis.str Pistia stratiotes PH N - - x -

Pit.tob Pittosporum tobira L E - - x -

Pla.maj Plantago major H E x - x x

Pla.ace Platanus acerifolia L E - - x -

Plu.sag Pluchea sagittalis PH N x x - -

Poa.ann Poa annua H E x - x -

Pol.avi Polygonum aviculare H E - - x -

Pol.pun Polygonum punctatum PH N x x x -

Pol.spp Polypogon spp. H nd - x - -

Pop.alb Populus alba L EI x - x -

Pop.nig Populus nigra L E x - x -

Por.ole Portulaca oleracea H E x - - -

Pot.spp Potamogeton spp. PH N x - - -

Pte.vir Pterocaulon virgatum H N - x - -

Ran.api Ranunculus apiifolius PH N x - - -

Ran.spp Ranunculus spp. PH nd x - - -

Rap.sat Raphanus sativus H E x - x -

Rap.rug Rapistrum rugosum H E x - - x

Ric.com Ricinus communis L EI x - x -

Rob.pse Robinia pseudoacacia L E x - x -

Ros.off Rosmarinus officinalis H E - - x -

Rum.con Rumex conglomeratus H E x - - -

Rum.spp Rumex spp. H E x x x -

Sag.mon Sagittaria montevidensis PH N x - x x

Sal.bab Salix babylonica L E x - x -

Sal.ery Salix erythroflexuosa L E x x x -

Sal.fra Salix fragilis L E x x x -

Sal.hum Salix humboldtiana L N - x x x

Sal.ori Salpichroa origanifolia H N x x x -

Sal.pro Salvia procurrens H N - - - x

Sal.spp Salvia spp. H nd - - x -

78

Paisaje

Código Nombre científico Grupo funcional Origen P P (ref) B B (ref)

Sal.aur Salvinia auriculata PH N - - x -

Sap.hae Sapium haematospermum L N - - x -

Sch.mol Schinus molle L N - - x -

Sch.cal Schoenoplectus californicus PH N x x x -

Sch.pun Schoenoplectus pungens PH N x x x -

Scu.bux Scutia buxifolia L N - - - x

Sen.bon Senecio bonariensis PH N x x x -

Sen.pin Senecio pinnatus H N - - x -

Ses.pun Sesbania punicea L N - x x -

Set.spp Setaria spp. H E x x x -

Sis.pla Sisyrinchium platense H N x - - x

Sol.bon Solanum bonariense L N - - x -

Sol.ela Solanum elaeagnifolium H N - x x -

Sol.gla Solanum glaucophyllum L N x x - -

Sol.gra Solanum granulosum-leprosum L N - - x -

Sol.sis Solanum sisymbriifolium H N x x x -

Sol.spp Solanum spp. H N x - x -

Sol.chi Solidago chilensis H N x x x -

Son.asp Sonchus asper H E - - x -

Son.ole Sonchus oleraceus H E x - x -

Sor.hal Sorghum halepense H EI x x x -

Spa.jun Spartium junceum L EI - - x -

Spi.int Spirodela intermedia PH N - x - -

Spo.ind Sporobolus indicus H N - - x -

Ste.med Stellaria media H E x - - -

Ste.sec Stenotaphrum secundatum H N - x - x

Sya.rom Syagrus romanzoffiana L N - - x -

Sym.squ Symphyotrichum squamatum H N x x x -

Tar.off Taraxacum officinale H E x - x x

Tar.has Tarenaya hassleriana H N - x - -

Tes.int Tessaria integrifolia L N - - x -

Til.ame Tilia americana L E - - x -

Tip.tip Tipuana tipu L N - - x -

Tri.rep Trifolium repens H E x - - x

Tri.cam Trithrinax campestris L N - - x -

Typ.dom Typha domingensis PH N x x x x

Ulm.pro Ulmus procera L E x x x -

Urt.spp Urtica spp. H N - - x -

Ver.bon Verbena bonariensis H N x - x x

Ver.int Verbena intermedia H N x - - -

Ver.mon Verbena montevidensis H N x - x -

79

Paisaje

Código Nombre científico Grupo funcional Origen P P (ref) B B (ref)

Ver.rub Vernonia rubricaulis H N x - x -

Ver.arv Veronica arvensis H E - - x -

Vic.sat Vicia sativa H E x - x -

Wis.sin Wisteria sinensis H E - - x -

Ziz.bon Zizaniopsis bonariensis PH N - - x x

Tabla 1-G. Riqueza de especies y diversidad (absoluta y relativa) según grupo funcional y origen en el total de sitios muestreados. Referencias: H = índice de Shannon.

Riqueza Diversidad

Absoluta (Nº especies) Relativa Absoluta

(H) Relativa

Total 248 100% 4,65 100%

Herbáceas exóticas 70 28% 1,29 28%

Herbáceas nativas 58 23% 0,83 18%

Palustres y helófitas nativas 46 18% 0,99 21%

Leñosas nativas 34 14% 0,65 14%

Leñosas exóticas 32 13% 0,80 17%

Palustres y helófitas exóticas 4 2% 0,07 1,5%

Sin determinar 4 2% 0,02 0,5%

Pastizal (sitios de la cuenca alta y media del río Matanza-Riachuelo vs. sitios de

referencia)

Se hallaron un total de 176 especies en el pastizal: 155 especies en la cuenca alta y

media y 75 en los sitios de referencia de pastizal (A5, A9 y A10 de la cuenca alta del río

Matanza-Riachuelo y los 5 sitios de la Reserva Los Robles, cuenca del río Reconquista).

Cerca del 60% de las especies de la cuenca alta y media correspondieron al grupo

funcional de herbáceas (exóticas 32%, nativas 27%), seguido de palustres y helófitas

nativas y leñosas en porcentajes semejantes (21 y 17% respectivamente) (Tabla 1-H). Las

palustres y helófitas exóticas o las plantas sin determinar fueron despreciables (3%). La

especies herbáceas dominantes fueron Nassella hyalina, entre las nativas y Festuca

arundinacea, Cynodon dactilon, Dipsacus sativus (invasora) y Picris echioides, entre las

exóticas. Las especies dominantes de palustres nativas fueron Eleocharisbonariensis,

Alternanthera philoxeroides e Hydrocotyle ranunculoides. Entre las leñosas nativas

predominó el tala (Celtis ehrenbergiana), y la acacia negra (Gleditsia triacanthos) entre las

exóticas invasoras.

80

Un patrón similar se observó para los sitios de referencia, aunque con un poco menos

de herbáceas en total (45%) pero más nativas (25% vs. 20% exóticas) y un poco más de

palustres y helófitas nativas y leñosas (25% y 24% respectivamente) (Tabla 1-H). Las

palustres y helófitas exóticas y las plantas sin determinar sumaron un 6%. La especie

herbácea dominante fue Paspalum distichum, entre las nativas, y Cynodon dactilon y

Dipsacus sativus (invasora) entre las exóticas. Entre las leñosas nativas predominó el cina-

cina (Parkinsonia aculeata) y entre las exóticas, la acacia negra (Gleditsia triacanthos).

Tabla 1-H. Riqueza de especies (absoluta y relativa) según grupo funcional y origen en los sitios de pastizal (P) (cuenca alta y media del río Matanza-Riachuelo) y en sus sitios de referencia (A5, A9 y A10, río Matanza-Riachuelo, y Reserva Los Robles, río Reconquista, P (ref)) y en los sitios de bosque de ribera (B) (cuenca baja del río Matanza-Riachuelo y frebte estuarial del Río de la Plata) y en sus sitios de referencia (Reserva El Saladero, arroyo Buñirigo, B (ref)). Referencias: Abs = Absoluta; Rel = Relativa.

P P (ref) B B (ref)

Abs Rel Abs Rel Abs Rel Abs Rel

Total 155 100% 75 100% 165 100% 33 100%

Herbáceas exóticas 50 32% 15 20% 44 27% 9 27%

Herbáceas nativas 42 27% 19 25% 32 19% 7 21%

Palustres y helófitas nativas 33 21% 19 25% 28 17% 6 18%

Leñosas exóticas 16 10% 9 12% 30 18% 4 12%

Leñosas nativas 11 7% 9 12% 27 16% 6 18%

Palustres y helófitas exóticas 2 2% 2 3% 3 2% 1 4%

Sin determinar 1 1% 2 3% 1 1% 0 0%

En la Tabla 1-I se muestra la riqueza promedio por sitio de cada grupo funcional en

el pastizal. Todos los grupos funcionales mostraron valores semejantes en ambos tipos de

sitios. Sólo la riqueza promedio de herbáceas exóticas fue mayor en los sitios muestreados

que en los de referencia, pero el MANOVA no detectó diferencias significativas (F = 0,98;

p = 0,45).

Se registró un índice de diversidad de 4,18 para los sitios de cuenca alta y media del

pastizal y 3,66 para los sitios de referencia. La diversidad promedio por sitio fue de 2,38

para los sitios muestreados y de 2,54 para los de referencia, pero no se detectaron

diferencias significativas en el ANOVA (F = 0,70; p = 0,41).

81

Tabla 1-I. Riqueza promedio de especies por sitio según grupo funcional y origen para el pastizal (P) (cuenca alta y media del río Matanza-Riachuelo, n = 36) y sus sitios de referencia (P(ref)) (A5, A9 y A10, río Matanza-Riachuelo, y Reserva Los Robles, río Reconquista, n = 8), y para el bosque de ribera (B) (cuenca baja del río Matanza-Riachuelo y frente estuarial del Río de la Plata, n = 39) y sus sitios de referencia (B(ref)) (Reserva El Saladero, arroyo Buñirigo, n = 5). Referencias: valores expresados como promedio ± error muestral. Letras diferentes en el mismo paisaje indican diferencias significativas en MANOVA (p < 0,05) entre sitios muestreados y sitios de referencia. Letras diferentes en el mismo grupo funcional indican diferencias significativas en ANOVA (p < 0,05) entre sitios muestreados y sitios de referencia.

P a P (ref) a B a B (ref) b

Herbáceas exóticas 6,6 ± 1,8 3,8 ± 2,3 4,9 ± 1,2 a 2,6 ± 2,0 a

Herbáceas nativas 4,2 ± 1,3 4,4 ±2,0 4,1 ± 1,4 a 2,6 ± 2,4 a

Palustres y helófitas nativas 4,9 ± 1,1 5,5 ± 2,5 4,4 ± 1,2 a 1,6 ± 0,7 b

Leñosas exóticas 1,8 ± 0,7 2,0 ± 1,6 3,5 ± 1,1 a 2,6 ± 1,5 a

Leñosas nativas 1,1 ± 0,5 1,8 ± 0,9 4,0 ± 1,1 a 1,4 ± 1,5 b

Palustres y helófitas exóticas 0,3 ± 0,3 0,3 ± 0,5 0,1 ± 0,2 a 0,4 ± 0,7 a

Bosque de ribera (sitios de la cuenca baja del río Matanza-Riachuelo y frente

estuarial vs. sitios de referencia)

Se encontraron 176 especies en el bosque de ribera: 165 especies en la cuenca baja y

frente estuarial y 33 especies en los sitios de referencia (Reserva El Saladero, arroyo

Buñirigo). En la cuenca baja y en el frente estuarial cerca de la mitad de las especies

correspondieron al grupo funcional herbáceo (27% exóticas y 19% nativas) pero las

leñosas tuvieron una representación más importante que en el pastizal (18% exóticas y

16% nativas) y por último las palustres y helófitas nativas (17%) (Tabla 1-H). Las especies

de plantas palustres y helófitas exóticas junto con las plantas sin determinar fueron

menores al 5% en ambos tramos. El álamo (Populus nigra), el ricino (Ricinus communis) y

la morera (Morus alba) destacaron entre las leñosas exóticas y el ceibo (Erythrina crista-

galli), el sauce criollo (Salix humboldtiana) y la chilca (Baccharis salicifolia) destacaron

entre las nativas. Entre las herbáceas exóticas predominaron Cynodon dactilon y Sorghum

halepense (invasora) y Paspalum dilatatum y Bromus catharticus entre las nativas. De las

palustres nativas, las más representadas fueron Schoenoplectus californicus, Hymenachne

grumosa y Eryngium horridum.

En los sitios de referencia los porcentajes fueron muy parecidos (Tabla 1-H), excepto

por una menor cantidad de especies de leñosas exóticas (12%). Las especies presentes en

82

estos sitios fueron relativamente equitativas, con excepción de la ligustrina (Ligustrum

sinense) y el ligustro (Ligustrum lucidum), que fueron las dominantes.

En la Tabla 1-I se detallan los valores de riqueza promedio por sitio para el bosque

de ribera. En este caso, se detectaron diferencias significativas con el MANOVA (F =

2,46; p = 0,04). Al realizar los ANOVA individuales, las diferencias se evidenciaron en los

grupos de palustres y helófitas nativas (F = 5,86; p = 0,02) y leñosas nativas (F = 5,81; p =

0,02) (Tabla 1-I). Es decir que se encontró mayor riqueza de especies de plantas palustres y

helófitas nativas y de leñosas nativas por sitio en los sitios muestreados de bosque que en

los sitios de referencia.

Para el bosque se registraron índices de diversidad de 4,37 (cuenca baja y frente

estuarial) y 2,38 (sitios de referencia). Al analizar la diversidad promedio por sitio, se

registró un valor de 2,56 para los sitios muestreados y 1,95 para los sitios de referencia.

Esta diferencia fue significativa (F = 4,08; p = 0,04), por lo que se considera que los sitios

de bosque presentaron mayor diversidad por sitio que sus respectivos sitios de referencia.

Evaluación de calidad de ribera

Según la valoración del ICRUM aplicado al total de sitios relevados (n = 88), la

mayoría resultaron ser buenos (61%), seguidos de los regulares (19%), muy buenos (13%)

y por último los malos (7%) (Figura 1-O y 1-P). El puntaje promedio de los sitios

muestreados (n = 75) fue de 72,2 (calidad buena), mientras que para los sitios de referencia

(n = 13) fue de 83,8 (calidad buena). Esta diferencia resultó significativa en el análisis

estadístico (F = 18,17; p = 0,0001). En la Tabla 1-J se resumen las características asociadas

a cada valor de calidad de ribera. Los mayores valores, que corresponden a los sitios de

mejor calidad, se obtuvieron en 4 de los 13 sitios de referencia (uno en la cuenca alta del

Matanza-Riachuelo, dos en cuenca Reconquista y uno en arroyo Buñirigo), uno en un sitio

de la cuenca alta y el resto en el frente estuarial (en la Reserva Ecológica Costanera Sur).

Los menoresvalores, que corresponden a los sitios de peor calidad, se obtuvieron en la

cuenca baja del río Matanza-Riachuelo. Los parámetros con 70% de los sitios o más con

puntuaciones positivas (Tabla 1-E) indicaron un cauce continuo, baja cobertura de suelo

desnudo, baja cobertura de plantas leñosas exóticas con buena proporción de leñosas

nativas, ausencia de dragado del sedimento, ausencia de actividades agrícolas e industriales

y ausencia de áreas recreativas en la ribera (Tabla 1-K). Los parámetros con 70% de los

sitios o más con puntuaciones negativas (Tabla 1-E) indicaron riberas no conservadas con

83

distintos tipos de modificaciones e intervenciones, ausencia de plantas flotantes libres,

múltiples estructuras de acceso humano al curso de agua y riberas y ausencia de áreas

protegidas o reservas naturales en la zona de ribera (Tabla 1-K). El resto de los parámetros

presentaron puntuaciones variadas en los sitios relevados.

Cuenca Matanza-Riachuelo

Los sitios de la cuenca Matanza-Riachuelo (n = 53) presentaron un patrón similar de

valoración al del total de sitios muestreados (68% bueno, 17% regular, 11% malo y 4%

muy bueno) (Figuras 1-O, 1-Q y 1-R), dado que representan la mayor parte de los sitios

muestreados. La cuenca alta (n = 23) presentó mayoría de sitios buenos (83%) y unos

pocos regulares y muy buenos. La cuenca media (n = 12) presentó sólo sitios buenos. La

cuenca baja (n = 18) presentó sitios malos, regulares y buenos en porcentajes

relativamente parejos (33, 39 y 28% respectivamente) (Figuras 1-O, 1-Q y 1-R). La

puntuación promedio por sitio fue de 78,0 para la cuenca alta, 78,5 para la cuenca media

(ambas calidad buena) y 56,3 para la cuenca baja (calidad regular) (Tabla 1-K.a),

observándose diferencias significativas entre los valores de cuenca alta y media con

respecto al de cuenca baja. Los valores del ICRUM obtenidos para cuenca alta y media no

se distinguieron del valor promedio para los sitios de referencia (83,8, calidad buena),

mientras que el valor de cuenca baja resultó menor (F = 17,34; p < 0,0001).

Los parámetros que reflejaron un buen estado de las riberas fueron un cauce

continuo, baja cobertura de suelo desnudo, ausencia de basura y de dragado del sedimento,

ausencia de agricultura y de áreas recreativas cercanas a la ribera (Tabla 1-L). Los

parámetros quereflejaron un estado deficiente de las riberas fueron las riberas con distintos

grados de intervenciones o modificaciones, múltiples estructuras de acceso humano al

curso de agua y ausencia de áreas protegidas o reservas naturales en la zona ribereña. El

resto de los parámetros presentaron puntuaciones variadas en los sitios relevados.

84

Figura 1-O. Valoración de los sitios relevados (n = 88) según el ICRUM. Referencias: marcador azul = muy bueno; marcador verde = bueno; marcador amarillo = regular; marcador rojo = malo; línea naranja = límite de la cuenca Matanza-Riachuelo. (Fuente: Google Earth, 2013)

85

Figura 1-P. Recuento (%) del total de sitios relevados (n = 88) según la valoración del ICRUM. Referencias: MB = Muy bueno; B = Bueno; R = Regular; M = Malo.

Tabla 1-J. Categorías de valoración de calidad de ribera, rango de puntaje y características asociadas.

Muy Buena (87,26-106,00) Buena (68,51-87,25) o Espacio ripario amplio, adecuado y permeable.

Muy buena conectividad entre el río y el ecosistema adyacente. Cauce, canal y riberas de estructura conservada.

o Vegetación nativa en muy buenas condiciones y acorde al paisaje original. Escasa o nula presencia de exóticas.

o Buena calidad del agua. Basura ausente. Muy pocas estructuras de acceso.

o Uso del suelo asociado a urbanización rural o periurbana. Escasa o nula influencia de actividades industriales o agropecuarias.

o Espacio ripario muy variable pero con muy buena conectividad. Canal y riberas en buenas condiciones, pero pueden estar impactados por canalización, rellenos y montículos.

o Vegetación nativa bastante conservada: la proporción de leñosas invasoras es baja, aunque abundan las exóticas. Las flotantes y las palustres en general están bien representadas pero a veces escasean.

o Calidad del agua buena, ocasionalmente con materia fecal, espuma y basura. Muy pocas estructuras de acceso.

o Uso del suelo asociado a urbanización rural o periurbana. Escasa o nula influencia de actividades agrícolas, pero creciente impacto de actividades ganaderas.

Regular (49,76-68,50) Mala (31,00-49,75) o Espacio ripario muy reducido, impermeable y/u

ocupado por asentamientos precarios. Conectividad escasa o nula entre el río y el ecosistema adyacente. Cauce rectificado y canalizado.

o Vegetación original severamente modificada: importante presencia de leñosas invasoras, palustres poco representadas, flotantes prácticamente ausentes.

o Mala calidad del agua y olor desagradable. Basura escasa. Muchas estructuras de acceso.

o Uso del suelo asociado a urbanización densa, asentamientos precarios, industrias pesadas y depósitos.

o Espacio ripario muy reducido, impermeable y/u ocupado por asentamientos precarios. Conectividad escasa o nula debido a obras que previenen las inundaciones. Cauce rectificado y canalizado, con dragado frecuente.

o Ausencia de vegetación. o Mala calidad del agua y olor desagradable debido a

descargas de efluentes domésticos e industriales sin tratamiento. Basura escasa. Numerosas estructuras de acceso.

o Uso del suelo asociado a urbanización densa, asentamientos precarios, industrias pesadas y depósitos.

86

Tabla 1-K. Parámetros del ICRUM con puntuaciones positivas (70% de los sitios o más con puntuación positiva) o negativas (70% de los sitios o más con puntuación negativa) para el total de los sitios relevados.

Sitios con puntuaciones

Parámetro Positivas Negativas

3 Características de las riberas - 80%

5 Continuidad del cauce 94% -

7 Suelo desnudo 74% -

8 Plantas flotantes libres - 74%

13 Plantas leñosas exóticas 73% -

16 Relación plantas leñosas nativas/exóticas 74% -

18 Estructuras y vías de acceso humano al curso de agua y las riberas - 74%

22 Dragado del sedimento 88% -

23 Agricultura 93% -

25 Industria 72% -

27 Área recreativa 89% -

28 Área protegida o reserva natural - 76%

Tabla 1-K.a. Puntaje promedio por sito del ICRUM para los distintos tramos estudiados. Referencias: CU = Ciudad Universitaria. RECS = Reserva Ecológica Costanera Sur. Valores expresados como promedio ± error muestral. Letras diferentes indican diferencias significativas (p < 0,05) entre tramos.

Tramo Sitios Puntaje ICRUM

Cuenca Matanza-Riachuelo (alta) 20 78,0 ± 3,5 bc

Cuenca Matanza-Riachuelo (media) 12 78,5 ± 4,1 c

Cuenca Matanza-Riachuelo (baja) 18 56,3 ± 9,5 a

Frente estuarial (Tigre) 7 66,0 ± 6,3 ab

Frente estuarial (CU, puerto, RECS) 18 80,0 ± 7,4 c

Sitios de referencia 13 83,8 ± 4,9 c

Frente estuarial

Los sitios del frente estuarial (n = 25) resultaron en su mayoría buenos (44%),

seguidos de sitios regulares (32%) y muy buenos (24%). No se registraron sitios malos

(Figuras 1-O, 1-S y 1-T). Los sitios mejor puntuados pertenecieron a la Reserva Ecológica

Costanera Sur y los peor puntuados se distribuyeron en el resto de los tramos (Tigre,

Puerto de Buenos Aires y Ciudad Universitaria) (Figuras 1-O, 1-S y 1-T). La puntuación

87

promedio para los sitios del frente estaurial en el tramo de Tigre fue 66,0 (calidad regular)

y para el tramo de Ciudad Universitaria-Puerto-RECS fue 80,0 (calidad buena) (Tabla 1-

K.a). Según el análisis estadístico, el valor del ICRUM para el tramo de Tigre fue menor

que para los sitios de referencia (83,8, calidad buena), mientras que el valor del tramo

Ciudad Universitaria-Puerto-RECS no se diferenció (F = 17,34; p < 0,0001).

Los parámetros que reflejaron características positivas incluyeron un cauce continuo,

una buena proporción de plantas leñosas nativas con respecto a las exóticas invasoras,

ausencia de descarga de efluentes junto con buena calidad visual de agua y ausencia de

actividades productivas (agricultura, ganadería e industria) (Tabla 1-M). Los parámetros

que reflejaron características negativas incluyeron un espacio ripario reducido con riberas

modificadas e intervenidas sumado a la presencia de basura, ausencia de plantas flotantes

libres y presencia de áreas urbanas y recreativas en la zona de ribera. El resto de los

parámetros presentaron puntuaciones variadas en los sitios relevados.

Figura 1-Q. Detalle de la valoración de los sitios relevados en la cuenca baja del río Matanza Riachuelo según el ICRUM. Referencias: marcador verde = bueno; marcador amarillo = regular; marcador rojo = malo; líneas azules = cursos de agua; línea naranja = límite de la cuenca Matanza-Riachuelo. (Fuente: Google Earth, 2013)

88

Figura 1-R. Recuento (%) de los sitios relevados en la cuenca Matanza Riachuelo (CMR; n = 53) y de las subcuencas alta (n = 23), media (n = 12) y baja (n = 18), según la valoración del ICRUM. Referencias: M = Malo (damero blanco y negro); R = Regular (cuadriculado); B = Bueno (puntos); MB = Muy bueno (rayas verticales).

Tabla 1-L. Parámetros del ICRUM con puntuaciones positivas (70% de los sitios o más con puntuación positiva) o negativas (70% de los sitios o más con puntuación negativa) para los sitios de la cuenca Matanza-Riachuelo.

Sitios con puntuaciones

Parámetro Positivas Negativas

3 Características de las riberas - 74%

5 Continuidad del cauce 91% -

7 Suelo desnudo 79% -

18 Estructuras y vías de acceso humano al curso de agua y las riberas - 91%

19 Basura 70% -

22 Dragado del sedimento 94% -

23 Agricultura 89% -

27 Área recreativa 92% -

28 Área protegida o reserva natural - 100%

89

Figura 1-S. Detalle de la valoración de los sitios relevados en la Reserva Ecológica Costanera Suren el frente estuarial según el ICRUM. Referencias: marcador azul = muy bueno; marcador verde = bueno;.(Fuente: Google Earth, 2013)

Figura 1-T. Recuento (%) de los sitios relevados en el frente estuarial (FE; n = 25): Tigre (T; n = 7), Puerto de Buenos Aires y Ciudad Universitaria (P-CU; n = 4) y Reserva Ecológica Costanera Sur (RECS; n = 14), según la valoración del ICRUM. Referencias: M = Malo (damero blanco y negro); R = Regular (cuadriculado); B = Bueno (puntos); MB = Muy bueno (rayas verticales).

90

Tabla 1-M. Parámetros del ICRUM con puntuaciones positivas (70% de los sitios o más con puntuación positiva) o negativas (70% de los sitios o más con puntuación negativa) para los sitios del frente estuarial (Tigre, Puerto de Buenos Aires y Ciudad Universitaria, y Reserva Ecológica Costanera Sur; n = 25).

Sitios con puntuaciones

Parámetro Positivas Negativas

1 Ancho del espacio ripario con vegetación asociada - 80%

3 Características de las riberas - 100%

5 Continuidad del cauce 100% -

8 Plantas flotantes libres - 84%

17 Relación plantas leñosas nativas/exóticas invasoras 84% -

19 Basura - 96%

20 Descarga de efluentes 72% -

21 Características organolépticas del agua 96% -

23 Agricultura 100% -

24 Ganadería 100% -

25 Industria 96% -

26 Área urbana - 100%

27 Área recreativa - 76%

Sitios de referencia

De los sitios de referencia considerados, sólo un tercio de ellos (31%) resultó muy

bueno; el resto (69%) resultaron buenos (Figura1-U). Se destacaron positivamente la

mayoría de los parámetros relevados: los relacionados a las características del espacio

ripario (buen ancho ripario y conectividad, canal natural y continuidad del cauce), algunos

relacionados a la vegetación (buena cobertura vegetal con poco suelo desnudo, baja

cobertura de herbáceas exóticas y buena proporción de leñosas nativas/exóticas), pocos

impactos sobre el cuerpo de agua y riberas (ausencia de basura, descargas de efluentes y

dragado, junto con buena calidad visual del agua) y poco impacto del uso del suelo cercano

a las riberas (ausencia de agricultura e industria, áreas urbanas laxas y ausencia de áreas

recreativas) (Tabla 1-N). Sin embargo, se observaron algunos parámetros negativos: la

mayoría relacionados a la vegetación (ausencia de plantas flotantes libres y palustres, baja

proporción de plantas palustres respecto de las herbáceas nativas, baja proporción de

herbáceas nativas en relación a las exóticas y baja proporción de leñosas nativas con

relación a las exóticas invasoras) y presencia de actividad ganadera. El resto de los

parámetros presentaron puntuaciones variadas en los sitios relevados.

91

Figura 1-U.Detalle de la valoración de los sitios relevados en: a) Reserva Los Robles, río Reconquista (n = 5) y b) Reserva El Saladero, arroyo Buñirigo (n = 5), según el ICRUM. Referencias: marcador azul = muy bueno; marcador verde = bueno. (Fuente: Google Earth, 2013)

92

Tabla 1-N. Parámetros del ICRUM con puntuaciones positivas (70% de los sitios o más con puntuación positiva) o negativas (70% de los sitios o más con puntuación negativa) para los sitios de referencia (sitios A5, A9 y A10 de la cuenca Matanza-Riachuelo y sitios de la cuenca Reconquista y arroyo Buñirigo; n = 13).

Sitios con puntuaciones

Parámetro Positivas Negativas

1 Ancho del espacio ripario con vegetación asociada 77% -

2 Conectividad entre el curso de agua y el ecosistema ripario adyacente 100% -

4 Características del canal 92% -

5 Continuidad del cauce 92% -

6 Cobertura vegetal general 100% -

7 Suelo desnudo 92% -

8 Plantas flotantes libres - 92%

9 Plantas palustres - 77%

11 Herbáceas exóticas 77% -

14 Relación plantas palustres (nativas)/Herbáceas nativas - 85%

15 Relación herbáceas nativas/exóticas - 85%

16 Relación plantas leñosas nativas/exóticas 85% -

17 Relación plantas leñosas nativas/exóticas invasoras - 85%

19 Basura 100% -

20 Descargas de efluentes 85% -

21 Características organolépticas del agua 100% -

22 Dragado del sedimento 100% -

23 Agricultura 85% -

24 Ganadería - 77%

25 Industria 100% -

26 Área urbana 100% -

27 Área recreativa 100% -

Análisis de componentes principales (ACP)

Para la selección de los componentes principales (CP) se analizó el gráfico de

sedimentación (scree-plot) (Figura 1-V) con los autovalores obtenidos (Tabla 1-O). Se

seleccionaron los CP 1, 2 y 3, cuyos autovalores quedaron por encima de la asíntota del

gráfico (la línea roja indica el punto de corte). Estos tres primeros CP explicaron el 52% de

la varianza total de los datos (CP1 = 26%, CP2 = 14%; CP3 = 12%) (Tabla 1-O). Como

criterio de selección de los parámetros del ICRUM más asociados a cada CP, se tomaron

93

aquéllos cuya carga (correlación de Pearson entre el parámetro y el CP obtenido) fuera

mayor o igual al módulo de 0,65.

Figura 1-V. Gráfico de sedimentación (scree-plot) con los autovalores obtenidos y los componentes principales del análisis de componentes principales. Se seleccionaron los componentes principales cuyos autovalores quedaron por encima de la línea negra. Referencias: línea negra = punto de corte.

Tabla 1-O. Autovalores del análisis de componentes principales y varianza explicada para los sitios relevados y los parámetros del ICRUM. Se destacan en negrita los componentes seleccionados.

Autovalor (λ)

Varianza explicada

Proporción de la

varianza explicada

Varianza explicada

acumulada (%)

Autovalor

(λ) Varianza explicada

Proporción de la

varianza explicada

Varianza explicada

acumulada (%)

1 8,59 0,26 26% 13 0,55 0,02 92%

2 4,43 0,14 40% 14 0,42 0,01 93%

3 4,02 0,12 52% 15 0,40 0,01 94%

4 2,29 0,07 59% 16 0,34 0,01 95%

5 2,11 0,06 66% 17 0,31 0,01 96%

6 1,84 0,06 71% 18 0,25 0,01 97%

7 1,51 0,05 76% 19 0,22 0,01 98%

8 1,30 0,04 80% 20 0,20 0,01 98%

9 1,04 0,03 83% 21 0,15 4,6E-03 99%

10 0,85 0,03 86% 22 0,14 4,3E-03 99%

11 0,79 0,02 88% 23 0,10 2,9E-03 99%

12 0,63 0,02 90% 24 0,08 2,4E-03 100%

94

Los parámetros con mayor asociación al primer CP fueron:

con (Conectividad entre el curso de agua y el ecosistema ripario adyacente),

can (Características del canal),

veg (Cobertura vegetal general),

rlne (Relación plantas leñosas nativas/exóticas) y

acc (Estructuras y vías de acceso humano al curso de agua y las riberas),

todos ellos asociados al extremo positivo de este componente (Tabla 1-P). Los parámetros

asociados el segundo CP fueron:

pai (Paisaje de referencia) hacia el extremo positivo y

urb (Área urbana) hacia el extremo negativo.

El parámetro asociado al tercer CP fue efl (Descargas de efluentes) hacia el extremo

positivo. También se estudió la matriz de probabilidades de covarianzas (Tabla 1-Q) para

definir si alguno de estos parámetros están correlacionados. Aquí se observa que, de los

parámetros asociados a los CP, can (Características del canal) es el único que se encuentra

correlacionado significativamente con todos los demás y, por tanto, se descarta como

influyente en la valoración de la calidad de ribera. Los parámetros restantes –con (la

conectividadentre el curso de agua y el ecosistema ripario adyacente), veg (el grado de

cobertura vegetal general), rlne (la relación entre plantas leñosas nativas y exóticas), acc

(la presencia de estructuras y vías de accesohumano al curso de agua y las riberas), urb (la

densidad de urbanización) y efl (la presencia de descarga de efluentes)– presentan, en todos

los casos, alguna correlación no significativa, lo cual implica que aportan información

relevante para la evaluación de la calidad de las riberas.

En el gráfico del ACP (CP2 vs 1; Figura 1-W) se pueden distinguir cuatro grupos de

sitios: A, B, C y D. El primer CP separa claramente a los sitios del grupo A. Este grupo

está integrado por seis sitios que pertenecen a la cuenca baja del río Matanza-Riachuelo, en

la zona próxima a la desembocadura. El segundo CP separa a los sitios en los grupos B, Cy

D. El grupo B está integrado por los restantes sitios de la cuenca baja y una parte de los

sitios del frente estuarial (Tigre, Puerto de Buenos Aires y Ciudad Universitaria); el grupo

C, por casi todos los sitios restantes del frente costero (Reserva Ecológica Costanera Sur);

y el grupo D, por todos los sitios de la cuenca alta y media del río Matanza-Riachuelo, los

sitios de referencia de ambas reservas (Los Robles, cuenca Reconquista y El Saladero,

arroyo Buñirigo) y un sitio del frente estuarial. El análisis del tercer CP (resultados no

mostrados) aporta cierta separación secundaria a los sitios del grupo D.

95

Se puede observar que el primer componente ordena a los sitios principalmente en

función de su calidad ambiental ribereña. Hacia el extremo negativo se observan los sitios

malos (rojo), le siguen los sitios regulares (amarillo), los buenos (verde) y los muy buenos

(azul) y de referencia (letras rojas) hacia el extremo positivo. El segundo componente

ordena a los sitios en función de la ubicación geográfica, relacionada a la densidad urbana

y al tipo de paisaje de referencia. Hacia el extremo positivo se encuentran los sitios

demayor densidad urbana y paisaje de bosque ribereño, mientras que hacia el extremo

positivo se encuentran los sitios de menor densidad urbana y paisaje de pastizal.

Los sitios del grupo A se separan del resto hacia el extremo negativo del primer y segundo

CP (Figura 1-W). En cuanto al primer CP, en estos sitios se observó una falta de

conectividad entre el ecosistema ribereño y el cauce debido a la construcción de estructuras

de contención de inundaciones con un canal totalmente rectificado y la presencia de

muchas estructuras de acceso (puentes importantes, antiguos muelles y caminos para

tránsito vehicular paralelos al curso de agua, la mayoría asfaltados). Un rasgo característico

de este grupo fue la ausencia total de vegetación debido a la falta de sustrato permeable. En

cuanto al segundo CP, los sitios se encontraron asociados a zonas urbanas de alta densidad

poblacional (Ciudad Autónoma de Buenos Aires y Gran Buenos Aires), muchas veces con

asentamientos precarios directamente emplazados sobre las márgenes. El paisaje original

correspondió al bosque de ribera pero esto no fue posible evaluarlo debido a la mencionada

ausencia de vegetación. En cuanto al tercer CP, estos sitios se ubicaron hacia el extremo

positivo (resultados no mostrados), con presencia variable de descarga de efluentes. Los

sitios de este grupo presentaron las peores características ambientales de todos los

evaluados, coincidiendo con la valoración mala del ICRUM.

Los sitios del grupo B también estuvieron asociados a los valores negativos del

primer CP y a los valores positivos del segundo CP (Figura 1-W). Con respecto al CP1,

estos sitios se caracterizaron por escasa o nula conectividad, debido a un canal o línea de

costa totalmente modificada, y presencia de estructuras de acceso a la zona riparia

(principalmente caminos asfaltados). El grado de cobertura vegetal fue variable con

tendencia deficiente y la relación de plantas leñosas nativas vs exóticas fue variable con

tendencia aceptable. Con respecto al CP2, su ubicación indicó la asociación al paisaje de

bosque de ribera y a las zonas de gran densidad de urbanización (los núcleos urbanos de

CABA en la cuenca baja y la zona del Puerto, Ciudad Universitaria y Tigre en el frente

96

Tabla 1-P. Correlaciones de Pearson entre los parámetros del ICRUM y los CP1, 2 y 3 del análisis de

componentes principales. Referencias: negrita = parámetros y valores que presentan una correlación mayor o

igual al módulo de 0,65.

Código Descripción CP1 CP2 CP3

1 anc Ancho del espacio ripario con vegetación asociada 0,60 -0,41 0,12

2 con Conectividad entre el curso de agua y el ecosistema ripario adyacente

0,66 -0,50 0,01

3 rib Características de las riberas 0,50 -0,40 -0,04

4 can Características del canal 0,75 -0,21 0,31

5 cau Continuidad del cauce -0,07 0,12 0,01

6 veg Cobertura vegetal general 0,65 -0,29 -0,40

7 des Suelo desnudo 0,55 -0,26 -0,55

8 flo Plantas flotantes libres -0,03 -0,32 -0,34

9 pal Plantas palustres 0,46 0,13 -0,54

11 hex Herbáceas exóticas 0,48 0,57 -0,14

13 lex Plantas leñosas exóticas 0,48 0,17 -0,43

14 rphn Relación plantas palustres (nativas)/Herbáceas nativas 0,37 0,32 -0,33

15 rhne Relación herbáceas nativas/exóticas 0,22 0,27 -0,40

16 rlne Relación plantas leñosas nativas/exóticas 0,66 0,21 -0,20

17 rlnei Relación plantas leñosas nativas/exóticas invasoras 0,41 0,56 -0,36

18 acc Estructuras y vías de acceso humano al curso de agua y las riberas

0,65 0,27 0,36

19 bas Basura -0,17 -0,64 -0,14

20 efl Descargas de efluentes 0,41 0,14 0,66

21 cal Características organolépticas del agua 0,57 0,09 0,36

22 dra Dragado del sedimento 0,48 -0,23 0,02

23 agr Agricultura -0,11 0,22 0,00

24 gan Ganadería -0,37 0,53 -0,15

25 ind Industria 0,52 0,02 0,18

26 urb Área urbana 0,47 -0,74 0,04

27 rec Área recreativa 0,19 -0,17 0,32

28 res Área protegida o reserva natural 0,48 0,53 0,46

29 pai Paisaje de referencia -0,36 0,75 0,13

97

Figura 1-W.Análisis de componentes principales (CP2 vs 1) para el total de sitios relevados. Se excluyeron los parámetros Herbáceas nativas y Plantas leñosas nativas. Referencias: = sitios relevados (relleno rojo = malo; amarillo = regular; verde = bueno; azul = muy bueno); sitios A, M, B = cuenca alta, media y baja del río Matanza-Riachuelo; FC = frente estuarial; RQ = Reserva Los Robles, cuenca Reconquista; AT = Reserva El Saladero, arroyo Buñirigo; sitios con nombre en rojo = sitios de referencia; líneas rectas punteadas que terminan en cruz = parámetros del ICRUM; negrita y resaltado = parámetros asociados a los CP (rosa = CP1; azul = CP2; verde = CP3); globos de líneas punteadas y letras = grupos de sitios que comparten caracterísiticas similares.

98

estuarial). Con respecto al CP3 (resultados no mostrados), los sitios se ubicaron en el

extremo negativo, indicando la presencia de descargas de efluentes en casi todos los sitios.

En su conjunto, estos sitios también presentaron características ambientales deficientes,

siendo en su mayoría sitios regulares y en algunos casos buenos.

Los sitios del grupo C se asociaron a los valores positivos del CP1 y del CP2 (Figura

1-W). En términos del CP1 presentaron conectividad variable con tendencia deficiente, un

canal conservado con pocas modificaciones y ausencia de estructuras para acceso a las

riberas. El grado de cobertura vegetal fue variable con tendencia aceptable, con buena

proporción de plantas leñosas nativas con respecto a las exóticas. En términos del CP2,

reflejaron la fuerte asociación al paisaje de bosque de ribera y la cercanía a áreas urbanas

densamente pobladas (CABA). En términos del CP3 (resultados no mostrados), estos sitios

se ubicaron en los valores positivos, mostrando ausencia de descargas de efluentes. Estos

sitios reflejaron características ambientales muy satisfactorias, resultando buenos o muy

buenos.

Los sitios del grupo D se distribuyeron a lo largo del primer CP y mayormente en los

valores negativos del segundo CP (Figura 1-W). Se caracterizaron por presentar una

conectividad muy buena en términos generales, así como muy buena cobertura vegetal. En

los valores negativos del primer CP, los sitios presentaron un canal muy modificado e

intervenido, muchas estructuras de acceso a la ribera y una importante proporción de

plantas leñosas exóticas respecto a las nativas. Los sitios en los valores positivos

presentaron un canal natural y una mejor proporción de plantas leñosas nativas. Las

estructuras de acceso humano tendieron a disminuir en los sitios de las reservas pero aún se

vieron presentes en gran parte de la cuenca media y alta del río Matanza-Riachuelo. En

relación al segundo CP, la gran mayoría de los sitios mostraron la asociación al paisaje de

pastizal y a áreas periurbanas o rurales. En relación al tercer CP (resultados no mostrados),

los sitios que se ubicaron hacia los valores positivos indicaron ausencia de descargas de

efluentes mientras que los sitios hacia los valores negativos indicaron su presencia. Los

sitios de referencia pertenecen todos al grupo D, destacando las características favorables

de este conjunto: un canal natural con mínimas estructuras y vías de acceso en un área de

baja densidad urbana y sin descargas de efluentes. Al igual que para el grupo C, estos sitios

presentaron características ambientales favorables, en muchos casos las mejores, con

mayoría de los sitios de valoración buena y algunos muy buenos.

99

Tabla 1-Q. Matriz de probabilidades de covarianzas entre los parámetros del ICRUM. Se excluye del análisis el parámetro Paisaje de referencia ya que no fue considerado para la valoración del ICRUM. Referencias: parámetros resaltados= asociados a los CP; celda gris = correlación significativa (p ≤ 0,05); celda recuadrada = correlación no significativa (p> 0,05).

anc con rib can cau veg des flo pal hex lex rphn rhne rlne rlnei acc bas efl cal dra agr gan ind urb rec res

con <0,01

rib 0,04 <0,01

can <0,01 <0,01 <0,01

cau 0,61 0,45 0,26 0,11

veg 0,00 <0,01 <0,01 <0,01 0,82

des 0,00 <0,01 <0,01 0,02 0,47 <0,01

flo 0,55 0,57 0,90 0,48 0,17 0,09 0,10

pal 0,04 0,01 0,08 0,26 0,96 <0,01 <0,01 0,47

hex 0,29 0,91 0,84 0,01 0,03 0,07 0,11 0,49 0,01

lex 0,43 0,07 0,02 0,34 0,05 <0,01 <0,01 0,24 <0,01 <0,01

rphn 0,99 0,40 0,26 0,57 0,39 0,01 0,02 0,85 <0,01 <0,01 <0,01

rhne 0,47 0,20 0,45 0,69 0,90 0,04 0,01 0,37 0,01 <0,01 0,14 0,21

rlne 0,02 0,01 0,06 <0,01 0,37 <0,01 <0,01 0,68 0,04 <0,01 0,01 0,14 0,04

rlnei 0,52 0,95 0,75 0,69 0,26 0,02 0,01 0,63 0,01 <0,01 <0,01 0,01 <0,01 <0,01

acc <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 0,23 0,19 0,56 0,09 0,21 <0,01 0,06 0,36 0,74 <0,01 0,05

bas 0,03 0,21 0,66 0,19 0,05 0,13 0,03 0,36 0,16 <0,01 0,26 0,01 0,07 0,26 <0,01 <0,01

efl 0,06 0,13 0,51 <0,01 0,04 0,86 0,06 0,08 0,81 0,43 0,80 0,27 0,28 0,26 0,36 <0,01 0,02

cal 0,03 <0,01 0,14 <0,01 0,13 0,07 0,05 0,31 0,78 0,09 0,09 0,11 0,21 0,02 0,02 0,00 0,01 <0,01

dra <0,01 0,02 <0,01 <0,01 0,39 <0,01 <0,01 0,42 0,04 0,22 0,00 0,20 0,09 0,09 0,68 0,01 0,39 0,10 0,67

agr 0,17 0,18 0,03 0,46 0,14 0,24 0,21 0,83 0,82 0,48 0,18 0,66 0,89 0,30 0,78 0,13 0,04 0,55 0,28 0,36

gan <0,01 <0,01 0,01 <0,01 0,08 <0,01 0,01 0,66 0,38 0,44 0,31 0,37 0,53 0,09 0,06 0,74 0,00 0,10 0,04 0,02 0,90

ind <0,01 <0,01 0,56 <0,01 0,65 0,10 0,01 0,37 0,72 0,08 0,10 0,35 0,18 0,00 0,07 0,00 0,03 0,02 <0,01 0,25 0,98 0,02

urb <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 0,08 <0,01 <0,01 0,24 0,66 0,38 0,14 0,67 0,45 0,36 0,03 0,55 <0,01 0,16 0,03 <0,01 <0,01 <0,01 0,06

rec 0,04 0,63 <0,01 0,02 0,43 0,36 0,14 0,05 0,31 0,61 0,45 0,27 <0,01 0,33 0,02 0,04 1,00 <0,01 0,37 <0,01 0,41 0,07 0,24 0,02

res 0,02 0,67 0,44 <0,01 0,20 0,85 0,57 <0,01 0,28 <0,01 0,84 0,05 0,89 <0,01 0,04 <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 0,05 0,18 0,67 0,00 0,08 0,07

100

Discusión

Relevamientos de vegetación

Riqueza de especies y origen (nativas vs. exóticas)

La representación de los grupos funcionales en la riqueza de especies en el pastizal

fue similar a la de los sitios de referencia, excepto en el grupo de herbáceas exóticas. Este

grupo estuvo menos representado en los sitios de referencia (20% sitios de referencia vs.

32% resto del pastizal, Tabla 1-H). Es decir que los sitios de pastizal (cuenca media y alta

del río Matanza-Riachuelo) mostraron 12% más de riqueza de herbáceas exóticas que los

sitios de referencia (sitios A5, A9 y A10 de cuenca alta del río Matanza-Riachuelo y sitios

del río Reconquista). Al evaluar la riqueza promedio por sitio de cada grupo funcional, no

se detectaron diferencias estadísticas, pero sí un mayor valor de riqueza de herbáceas

exóticas. Esto coincide con lo observado a campo, en donde gran parte de los sitios

muestreados presentaron numerosas herbáceas exóticas, generalmente forrajeras o

asociadas a pasturas. Es posible que la gran variabilidad de especies observada entre sitios

haya restado potencia al análisis, sumado al gran desbalance en el número de sitios

muestreados (n = 36) vs. el de sitios de referencia (n = 8). Estos datos sugieren que los

sitios de referencia del pastizal se encuentran más conservados en cuanto a la proporción

de herbáceas exóticas que los demás sitios del mismo paisaje, aunque no se pudo verificar

estadísticamente.

De forma semejante, la representación de los grupos funcionales en la riqueza de

especies en el bosque de ribera no mostró grandes diferencias con respecto a la de los sitios

de referencia, a excepción de las leñosas exóticas. Este grupo tuvo menor representación

en los sitios de referencia (12% sitios de referencia vs. 18% resto del bosque, Tabla 1-I).

Es decir que los sitios de bosque de ribera (cuenca baja del río Matanza-Riachuelo y frente

estuarial) mostraron 6% más de especies de leñosas exóticas que los sitios de referencia

(arroyo Buñirigo). Sin embargo, al considerar el dato de riqueza promedio por sitio de cada

grupo funcional, el análisis estadístico determinó un mayor número de palustres helófitas y

nativas y de leñosas nativas en los sitios muestreados que en los sitios de referencia (Tabla

1-Ia). Esto coincide con lo observado a campo en la Reserva El Saladero, en donde la

representación de las palustres y helófitas nativas fue mínima, posiblemente debido a las

características de abrupta pendiente y gran sombreado de las riberas. A su vez, la invasión

de ligustro (Ligustrum lucidum) y ligustrina (Ligustrum sinense), ambas leñosas exóticas,

101

se encontraba extendida en los sitios muestreados, pudiendo haber desplazado

parcialmente a las leñosas nativas. Por tanto, esta evidencia sugiere que los sitios de

referencia del bosque de ribera se encuentran más degradados en cuanto a la proporción de

palustres y helófitas nativas y leñosas nativas que los demás sitios del mismo paisaje,

contrariamente a lo esperado.

En este sentido, el análisis del atributo de riqueza en los grupos funcionales

significativos de cada paisaje (herbáceas exóticas en el pastizal y leñosas exóticas en el

bosque de ribera) mostró sensibilidad frente al impacto antrópico en el bosque de ribera.

Sin embargo, debe rechazarse la hipótesis propuesta de que el efecto de la intervención

antrópica se observaría en una mayor riqueza de especies de grupos funcionales de

exóticas en los sitios muestreados en relación a los sitios de referencia porque en ninguno

de los dos paisajes tuvo apoyo de los análisis estadísticos. Además, en el caso del bosque

de ribera, se encontró mayor riqueza de dos grupos funcionales de nativas en los sitios

muestreados que en los de referencia.

Al comparar la riqueza de especies de cada paisaje con respecto a la de otros paisajes

asociados a corredores riparios con variado impacto antrópico en distintos países, se

observó que la riqueza del pastizal y la del bosque de ribera (176 especies en cada caso;

Tabla 1-R) fue menor que en la mayoría de los casos (más de 200 especies; Aguiar et al.,

2001; Hood & Naiman, 2000; Nilsson et al., 1994; Rosales et al., 2003). Dado que la

longitud de río abarcada por el muestreovarió entre los trabajos, se calculó la riqueza de

especies por km de muestreo y se encontró que la riqueza de especies por km de pastizal y

de bosque de ribera estuvo dentro del rango de las informadas (3,1–3,5 Argentina vs. 0,6–

5,3 otros países). El uso del suelo en el pastizal y en el bosque de ribera analizados en esta

tesis consistió en una matriz de gradiente urbano-rural y actividades productivas

(agropecuarias e industriales), es decir, con un impacto antrópico moderado a intenso. En

los corredores riparios analizados en la bibliografía, el uso del suelo en la mayoría de los

casos consistió en paisajes naturales (distintos bosques y áreas de reserva) y unos pocos

casos o tramos con influencia antrópica de menor intensidad. La similitud entre la riqueza

de especies por km en el pastizal y en el bosque de ribera con moderada a alta presión

antrópica estudiados en esta tesis y los valores de riqueza informados para otros corredores

con menor presión antrópica sugiere que esteatributo no refleja el disturbio antrópico.

Sin embargo, en la misma tabla (Tabla 1-R) se compara la presencia (en porcentaje)

de especies exóticas en el pastizal y en el bosque de ribera con respecto a la de otros países

en corredores riparios. Aquí se observa que el porcentaje de especies exóticas, similar entre

102

ambos paisajes (40% pastizal y 45% bosque de ribera), resultó mucho mayor en

comparación con otros países (0–28%). Nuevamente, al considerar estevaloren relación a

la longitud abarcada por muestreo, los porcentajesde pastizal y bosque de ribera (0,7–0,8%

exóticas/km) resultó mayor que para la mayoría de los casos de otros países (0,1–0,4%

exóticas/km, sólo un caso 0,7% exóticas/km). Esto indicaría que la incidencia de las

especies exóticas, tanto en el pastizal como en el bosque de ribera, refleja el grado de

impacto antrópico de los sitios estudiados en comparación con los corredores riparios

analizados para otros países, en los que el uso del suelo mencionado tiene menor

intervención humana. Esto sugiere nuevamente que la riqueza de especies relacionada al

origen (nativas o exóticas) puede resultar un parámetro indicador útil de impacto antrópico

en la vegetación ribereña.

Tanto para el análisis de la riqueza de especies como de la diversidad (sección

siguiente), cabe señalar que se tiene en cuenta la posibilidad de que muchos de los paisajes

de río mencionados no posean un tipo de vegetación, y por tanto riqueza de especies,

enteramente comparable con los de este trabajo. Se consideran estos antecedentes a falta de

mejores datos en la bibliografía local o extranjera.

103

Tabla 1-R. Comparación de datos de riqueza de vegetación (Nº especies), especies exóticas (%), longitud abarcada por muestreo (km), riqueza/km, especies exóticas (%)/km y uso del suelo de la zona ribereña obtenidos en este trabajo con los reportados en la bibliografía para distintos ríos del mundo.

Riqueza (Nº

especies)

Exóticas (%)

Longitud abarcada

(km)

Riqueza/km

Exóticas (%)/km Río País Uso del suelo Referencia

1396 24% 335 4,2 0,1% Adou Francia Corredor ripario conservado. Tramo bajo: agricultura Hood & Naiman, 2000

851 30% 350 2,4 0,1% McKenzie EEUU Tramo alto: bosque ripario prístino. Tramo bajo: bosques comerciales y agricultura Hood & Naiman, 2000

402 5-11% 106 3,8 0,1% Sabie Sudáfrica Parque Nacional Kruger Hood & Naiman, 2000

399 - 723 0,6 - Caura Venezuela Bosque de montaña, bosque ripario y sabana Rosales et al., 2003

383 5-11% 119 3,2 0,1% Cocodrilo Sudáfrica Parque Nacional Kruger Hood & Naiman, 2000

305 0% 445 0,7 0% Vindel Suecia Bosque prístino Nilsson et al., 1994

290 5-11% 100 2,9 0,1% Olifants Sudáfrica Parque Nacional Kruger Hood & Naiman, 2000

245 5-11% 100 2,5 0,1% Letaba Sudáfrica Parque Nacional Kruger Hood & Naiman, 2000

212 10% 40 5,3 0,3% Mondego Portugal Cultivos Aguiar et al., 2001

200 28% 40 5,0 0,7% Dungeness EEUU Bosque Hood & Naiman, 2000

176 45% 50 3,5 0,9% Río de la Plata (frente estuarial) y Matanza-Riachuelo (cuenca baja)

Argentina Urbano, industrial, reserva (bosque de ribera)

Este trabajo

176 40% 56 3,1 0,7% Matanza-Riachuelo (cuenca alta y media) y Reconquista

Argentina Agricultura, ganadería, periurbano y rural (pastizal)

Este trabajo

148 28% 70 2,1 0,4% Hoh EEUU Bosque Hood & Naiman, 2000

104

Los sitios de referencia del pastizal (Reserva Los Robles, río Reconquista) tuvieron

una proporción levemente menor de herbáceas pero mayor de nativas, donde destacó

Paspalum distichum.Sin embargo, en ellos se observó una tendencia, incipiente pero

creciente, de invasión de leñosas exóticas, en particular de la acacia negra (Gleditsia

triacanthos). El avance de la acacia negra ha sido ampliamente documentado en ríos y

arroyos pampeanos (Gantes et al., 2011; Ghersa et al., 2002; Giorgi et al., 2014; Leggieri,

2010; Vilches et al., 2014), así como en distintas áreas de la Argentina (Chaneton et al.,

2004; De Magistris & Baigorria, 2005; Faggi et al., 2006; Kalesnik & Aceñolaza, 2008;

Kalesnik et al., 2005; Marco & Páez, 2000; Mazía et al., 2010, 2013; Zalba & Villamil,

2002). La acacia negra merece especial atención entre las especies exóticas invasoras, ya

que es considerada una especie transformadora, es decir, su presencia cambia la estructura

y las funciones del ecosistema, ocupando un área sustancial. Su presencia en el país es

relativamente reciente: se estima que fue introducida con fines ornamentales y forestales a

principios del siglo XX (Delucchi et al., 2011). Los principales agentes de dispersión de las

semillas son el agua de los sistemas fluviales y el ganado bovino (Delucchi et al., 2011;

Feijoó et al., 2012; Leggieri, 2010), por lo que su distribución en la cercanía a los cuerpos

de agua lóticos y en áreas de actividad ganadera, como ocurre en gran parte de las cuencas

de llanura, confiere gran éxito en el avance de la invasión, acarreando un enorme riesgo

para los ecosistemas riparios. Asimismo, el aumento en el riesgo de diseminación de esta y

otras especies leñosas invasoras está asociado a la actividad agrícola, con la

implementación de la siembra directa (Bilenca et al., 2009). Al mismo tiempo, un estudio

sobre los cambios sucesionales en los agroecosistemas de la Pampa Ondulada (Ghersa et

al., 2002) detectó la invasión de unas 40 especies leñosas, entre las que sobresalen con

mayor constancia la acacia negra, la morera (Morus alba) y el paraíso (Melia azederach),

especies también registradas en los sitios relevados. En las últimas décadas, se han

desarrollado bosques con vegetación ribereña a lo largo de cursos de agua de la Pampa

Ondulada que carecían originalmente de vegetación leñosa en sus márgenes y se ha

profundizado el enmalezamiento con acacia negra en pastizales anegadizos (Ghersa et al.,

2002). Trabajos experimentales realizados en la Pampa Interior han demostrado que la

acacia negra logra establecerse con éxito en pastizales que han sufrido algún disturbio en el

suelo, como los producidos por las labores agrícolas, y que su establecimiento afecta

diferencialmente a grupos funcionales del pastizal (Mazía et al., 2001). En la Reserva Los

Robles, el avance de las especies vegetales exóticas, como la acacia negra y el ligustro

105

(Ligustrum lucidum), es una de las amenazas detectadas en la conservación de las Áreas

Valiosas de Pastizal (Bilenca & Miñarro, 2004).

Las plantas palustres nativas fueron las mejor representadas en el pastizal,

destacando Eleocharis bonariensis, Alternanthera philoxeroides e Hydrocotyle

ranunculoides. Faggi (2015) describió estas y otras especies encontradas en las riberas de

la cuenca alta y media del río Matanza Riachuelo. Asimismo, en numerosos estudios de los

tramos altos y medios de arroyos pampeanos también se registró la presencia del género

Eleocharis, A. philoxeroides y del género Hydrocotyle (Cortelezzi et al., 2013; Feijoó &

Lombardo, 2007; Gantes & Sánchez Caro, 2001; Mendoza et al., 2015; Licursi & Gómez,

2002; Rodrigues Capítulo et al., 2010; Sierra et al., 2013). La presencia de otras macrófitas

en estos arroyos coincide con las observadas en los relevamientos del pastizal, entre ellas:

Schoenoplectus californicus, Sagittaria montevidensis, Senecio bonariensis, Hydrocleys

nymphoides, Typha domingensis, Ludwigia peploides y especies del género Lemna,

Potamogeton y Polygonum. También se menciona la presencia del berro (Nasturtium

officinale) dentro de las exóticas, la cual también coincide con lo relevado en este paisaje.

En el bosque de ribera predominó el grupo funcional leñoso en la mayoría de los

sitios, acorde a lo esperado. Estuvo caracterizado por el ceibo (Erythrina crista-galli), el

sauce criollo (Salix humboldtiana) y la chilca (Baccharis salicifolia) como nativas. Estas y

otras leñosas típicas de la cuenca baja del río Matanza-Riachuelo fueron descriptas por

Faggi (2015). El sauce criollo y la chilca se han mencionado como parte del bosque de

ribera de la Reserva Ecológica Costanera Sur (Anido & Faggi, 2006). El ceibo y el sauce

también fueron mencionados por Gómez & Cochero (2013) al describir el bosque higrófilo

en la costa del Río de la Plata.

Sin embargo, en la mayoría de los sitios de referencia (Reserva El Saladero, arroyo

Buñirigo) predominaron las leñosas exóticas (álamo –Populus nigra–, ligustrina –L.

sinense– y ligustro –L. lucidum–), todas ellas invasoras, siendo la ligustrina y el ligustro las

peores amenazas ya que superaron la proporción de leñosas nativas. Durante las últimas

tres décadas, se ha producido el avance de plantaciones forestales comerciales en algunas

áreas de la Ecorregión Pampeana con especies de crecimiento rápido (típicamente pinos,

eucaliptos y salicáceas –álamos y sauces–). Este nuevo uso de la tierra, aplicado a

superficies originalmente cubiertas por pastizales y que hasta ahora estaban destinadas

típicamente a la ganadería o la agricultura, involucra fuertes cambios en el funcionamiento

del ecosistema (Bilenca et al., 2009). El álamo se reporta como un invasor frecuente en la

zona riparia sujeta a intervenciones antrópicas. Datri et al. (2016) informan la invasión de

106

P. nigra en el corredor del río Limay en la Patagonia debido a la regulación artificial por

construcción de represas hidroeléctricas. Carrasco et al. (2014) mencionan la presencia de

Populus deltoides en plantaciones forestales en los bosques del sur chileno, como una de

las evidencias más marcadas del impacto antrópico en las zonas ribereñas. Asimismo, la

introducción del ligustro, y también la morera y el arce (Acer negundo), los cuales han sido

registrados en los relevamientos del bosque de ribera, entre otras exóticas, data del siglo

XIX en la Reserva Santa Catalina (Lomas de Zamora, provincia de Buenos Aires) (De

Magistris & Baigorria, 2005; De Magistris et al., 2015), área con un paisaje de bosque de

ribera. La morera y el ligustro también fueron encontrados en bosques de ribera de arroyos

serranos (Gualdoni et al., 2011) y en ríos de las yungas tucumanas (Sirombra & Mesa,

2012).

Diversidad

La diversidad en el pastizal mostró un valor mayor que en los sitios de referencia

(4,18 vs. 3,66), pero la diversidad por sitio fue semejante, tanto en los sitios muestreados

como en los sitios de referencia del pastizal (2,38 vs. 2,54), y no se detectó una diferencia

significativa en el análisis estadístico. Esto coincide con lo observado a campo: en muchos

casos se registraron varias especies pero usualmente alguna de ellas presentó una mayor

cobertura. Esto reprecute en el índice de Shannon, dependiente del número de especies y la

cobertura, disminuyendo el valor de diversidad, Las comunidades con especies dominantes

suelen presentar menores valores de diversidad que las representadas más equitativamente.

En el caso del bosque de ribera, la diversidad en los sitios muestreados fue mayor

que en los sitios de referencia (4,37 vs. 2,38). Al evaluarla por sitio, también se observó

que los sitios muestreados presentaron un valor mayor de diversidad (2,56) que los sitios

de referencia (1,95), diferencia que fue significativa según el análisis estadístico. Los sitios

muestreados del bosque de ribera, ubicados en la cuenca baja del río Matanza-Riachuelo y

al frente estuarial del Río de la Plata (desde Tigre hasta la Reserva Ecológica Costanera

Sur), corresponden a las zonas de mayor urbanización en el conjunto de los sitios

evaluados, así como a zonas altamente urbanizados del AMBA en general. Dado que estos

sitios están sujetos a mayor intervención antrópica que los sitios del pastizal, ubicados en

la cuenca media y alta del río Matanza-Riachuelo en zonas periurbanas y rurales, es

posible que el patrón de mayor diversidad observado sea consistente con la hipótesis del

107

disturbio intermedio (Connell, 1978). Esta teoría propone que un ecosistema en equilibrio

posee una mayor diversidad de especies a frecuencias de disturbio intermedias. A bajas

frecuencias de disturbio, la diversidad es menor dado que las especies se encuentran en

etapa de colonización del área que ha sido perturbada. A altas frecuencias de disturbio, la

diversidad también es menor debido a que no muchas especies son capaces de adaptarse y

sobrevivir a áreas continuamente combiantes por causa del disturbio. A frecuencias

intermedias, la diversidad de especies aumenta, ya que el lapso de tiempo entre disturbios

permite una mayor colonización, pero a la vez las especies de mejor adaptación serán

capaces de excluir competitivamente a las menos adaptadas, sumado a la constante

eliminación de especies ocasionada por la frecuencia del disturbio. En un estudio de la

vegetación riparia en arroyos de Canadá sometidos a distintos grados de disturbio

antrópico, se encontró mayor diversidad en las zonas de disturbio intermedio que en las

zonas de disturbio mínimo o máximo (Biswas & Malik, 2010). Es posible que la frecuencia

de perturbaciones por intervención antrópica en las zonas de cuenca baja y del frente

estuarial sea intermedia, generando una mayor diversidad de especies en los sitios de

bosque de ribera que en los sitios de referencia.

En este sentido, el análisis del atributo de diversidad de cada paisaje mostró

sensibilidad frente al impacto antrópico en el bosque de ribera. No obstante, no se puede

aceptar la hipótesis propuesta de que el efecto negativo de la intervención antrópica se

reflejaría en una menor diversidad en los sitios muestreados en relación a los sitios de

referencia ya que debió rechazarse estadísticamente para ambos paisajes. En el caso del

bosque de ribera, la diversidad incluso resultó mayor en los sitios muestreados que en los

de referencia.

Al comparar la diversidad general del pastizal y la del bosque de ribera con respecto

a la de otros paisajes asociados a corredores riparios con variado impacto antrópico en

distintos países, se observó que los valores de diversidad del pastizal (4,25) y del bosque

de ribera (4,37) resultaron parejos y altos en comparación a los informados en la

bibliografía (< 3,92; Tabla 1-S). Sólo los ríos de África mostraron valores de diversidad

mayores (Natta, 2003; Tabla 1-S). Dado que los valores de diversidad para la vegetación

de los ríos con impacto antrópico (uso del suelo urbano, rural y/o agropecuario) (0,1–5,87;

Tabla 1-S) se encuentran en un rango semejante al de los sitios dereserva o con menor

impacto (bosque, pastizal y otros ambientes naturales) (0,5–3,92; Tabla 1-S), el parámetro

de diversidad por sí mismo no sería indicador sensible de disturbio antrópico en la

vegetación riparia.

108

Tabla 1-S. Comparación de los valores del índice de diversidad de Shannon (H) para la vegetación riparia obtenidos en este trabajo con los reportados en la bibliografía para distintos ríos del mundo.

Diversidad (H) Río/Arroyo País Uso del suelo Referencia

2,43–5,87 Pendjori, Alibori, Niger, Soja, Ouèma, Okpara y Zou Bénin (África) Urbano, agropecuario, pesca Natta, 2003

4,37 Río de la Plata (frente estuarial) y Matanza-Riachuelo (cuenca baja)

Argentina Urbano, industrial, reserva (bosque de ribera) Este trabajo

4,25 Matanza-Riachuelo (cuenca alta y media) y Reconquista Argentina Agricultura, ganadería, periurbano y rural (pastizal) Este trabajo

3,92 Itutinga Brasil - Van den Berg & Oliveira-Filho, 2000

3,79 Grande Brasil - de Abreu Vilela et al., 2000

1,1–3,5 Jaú Brasil Reserva Valle Ferreira & Stohlgren, 1999

2,08–3,47 Passage Creek EEUU - Hupp, 1982

1,5–3,3 Caura Venezuela Bosque Rosales et al., 2001

2,43–3,11 Caura Venezuela Bosque Díaz Pérez et al., 2012

2,25–3,1 Middle Chattahoochee EEUU Bosque sin manejo Burton & Samuelson, 2008

3 Bosque Ripario de Investigación Kanumazawa Japón Reserva Suzuki et al., 2002

2,5–3 Limay Argentina Pastizal, bosque ripario, bosques abiertos leñosos, urbano Datri & Maddio, 2010

1–3 Andarax España Agropecuario, recreación Salinas et al., 2000

2,19–2,92 Middle Chattahoochee EEUU Urbano Burton et al., 2005

0,61–2,85 Uruguay Uruguay Agropecuario González & Cadenazzi, 2015

2,81 Quebrada Los Letreros Venezuela Bosque Acosta et al., 2008

2,81 Jacare-Pepira Brasil - Marques et al., 2003

2,5–2,8 Middle Chattahoochee EEUU Agricultura Burton & Samuelson, 2008

109

Diversidad (H) Río/Arroyo País Uso del suelo Referencia

2,25–2,8 Middle Chattahoochee EEUU Urbano Burton & Samuelson, 2008

2,7 Paraguay Brasil Pantanal Alves Damasceno-Junior et al., 2005

2,67 Cabezones México Agropecuario Treviño Garza et al., 2001

1,8–2,6 varios, Área de Protección Sierra de Quila México Reserva Santiago-Pérez et al., 2014

2,5 Bulbul Nicaragua Agropecuario Sánchez Merlos et al., 2005

0,69–2,5 La Pita-Miraflor Nicaragua - Maradiaga Vásquez, 2012

0,5–2,5 del Oso España - Puerto et al., 1991

0,1–2,5 Grijalva México Agropecuario, selva y matorral, urbano, rural Palomeque Martínez, 2010

2,25–2,5 Middle Chattahoochee EEUU Bosque con manejo Burton & Samuelson, 2008

1–2,2 Caañabé Paraguay Agropecuario Benítez & Bertoni, 2015

2,13 Los Quediches (Tocuyo) Venezuela Agropecuario, rural Alvarado Álvarez, 2012

2,02 La Plata Puerto Rico Urbano, rural, agropecuario Heartsill-Scalley & Aide, 2003

1,7–2 Mackenzie y Current Canadá Bosque de coníferas y mixto Biswas & Mallik, 2010

1,74 Ramos México Urbano, turismo, industria Treviño Garza et al., 2001

0,6–1,7 San Juan México - Guerra Pérez, 2000

1,1–1,6 varios, Reserva El Triunfo México Reserva Salinas-Rodríguez & Ramírez-Marcial, 2010

1,19–1,53 Berounka, Sázava, Vltava y Kamenice Rep. Checa - Hejda & Pyšek, 2006

1,22 Orinoco Venezuela Agropecuario, forestal, petrolero Dezzeo et al., 2008

0,74 Ramos México Bosque Canizales Velázquez et al., 2010

110

En suma, al relacionar los resultados obtenidos de riqueza de especies y diversidad

en los paisajes de pastizal y bosque de ribera con la evidencia bibliografía se sugiere que:

La riqueza de especies asociada a grupos funcionales de vegetación y origen da

indicios del impacto antrópico en la vegetación ribereña del pastizal y del bosque de

ribera, aunque en esta tesis no se pudo comprobar estadísticamente. En el pastizal se

detectó el avance de hierbas exóticas, así como de leñosas exóticas en los sitios de

referencia del bosque de ribera. En este último caso, además, se registró disminución

de dos grupos funcionales nativos (leñosas y palustres y helófitas). Para futuros

trabajos, sería conveniente diseñar un muestreo más balanceado, con mayor número de

sitios de referencia, y de ser posible, menor variabilidad entre sitios.

La presencia y proliferación de especies exóticas, tanto herbáceas como leñosas, puede

considerarse un indicador de impacto antrópico asociado principalmente a la actividad

agropecuaria. En los sitios de pastizal y bosque de ribera estudiados, la principal

amenaza es el avance de la acacia negra (G. triacanthos), una leñosa exótica invasora

con gran éxito de dispersión en los corredores riparios, y en menor medida otras

especies, como la ligustrina (L. sinense) y el ligustro (L. lucidum).

111

Evaluación de calidad de ribera

La valoración de la calidad de ribera en el total de sitios muestreados fue buena

(72,2), al igual que en los sitios de referencia (83,8). Si bien los puntajes obtenidos

difirieron estadísticamente, ambos se encontraron en el mismo rango de calidad ambiental

(buena = 68,51–87,25). Las diferencias en la calidad de ribera se hicieron evidentes al

analizar los distintos tramos estudiados.

En la cuenca Matanza-Riachuelo, la puntuación promedio por sitio fue similar en

cuenca alta y en cuenca media (78,0 y 78,5 respectivamente; Tabla 1-Ka), de calidad

buena, al igual que en los sitios de referencia. Por el contrario, en la cuenca baja la

puntuación, asi como la calidad de ribera, fueron peores (56,3, calidad regular),

contrastando con los sitios de referencia. Los datos obtenidos para cuenca alta y media no

mostraron peor calidad ambiental que los sitios de referencia, por lo que rechazan la

hipótesis propuesta de que el efecto negativo de la intervención antrópica se observaría en

menores puntajes del ICRUM y peor calidad ambiental en los sitios estudiados que en los

de referencia. Pero los sitios en cuenca baja dan apoyo a esta hipótesis, y en ellos se

evidenció un fuerte impacto antrópico en la calidad de las riberas.

La cuenca alta y la cuenca media mostraron un estado ambiental bueno en general,

con cerca del 95% de sitios buenos y muy buenos. Sin embargo, se detectó una tendencia

al deterioro de la calidad ambiental ribereña, en intensidad creciente desde las cabeceras

hacia la desembocadura: los sitios de mejor calidad sólo se encontraron en la cuenca alta y

los de peor calidad sólo aparecieron en la cuenca baja. Esto está asociado en parte a la

presión de urbanización: la cuenca alta y media se encuentran en una matriz urbana más

laxa, del tipo periurbano o rural, mientras que la cuenca baja se encuentra en una matriz

urbana densa (Guida Johnson et al., 2014; Quaíni, 2011; Zuleta et al., 2012). En la cuenca

baja, el 80% de la llanura de inundación se encuentra desconectada del río, ya sea por

terraplenes artificiales como por rellenos antrópicos de 2 a 4 m de espesor, mientras que

más del 80% de la superficie fue impermeabilizada por urbanizaciones (Lafflitto et al.,

2011). Esto ocasiona la pérdida del poder dispersivo de las crecientes cuando la llanura de

inundación es elevada por rellenos antrópicos en sectores urbanos. Asimismo, numerosas

obras efectuadas en la cuenca baja no tuvieron en cuenta a los reflujos provocados por las

mareas y las sudestadas, y como estos procesos regulaban el comportamiento hidrológico

de los cursos de agua. En consecuencia, la canalización y el ensanchamiento no

cumplieron el objetivo minimizar inundaciones, sino de facilitar su entrada a los sectores

112

continentales. Por su parte, la creciente rectificación y canalización de cursos ubicados en

la cuenca alta, realizados con el fin de convertir zonas inundables en ―aptas‖ para cultivos

y/o ganadería, aumentaron los caudales pico y los tiempos de evacuación de la escorrentía,

lo que originó un incremento en la peligrosidad de inundaciones en la cuenca media e

inferior (Zuleta et al., 2012).

Al comparar con trabajos similares, en el estudio de Gómez & Cochero (2013), los

sitios más alejados de los conglomerados urbanos también obtuvieron un mejor puntaje en

la evaluación de la calidad del hábitat en la franja costera sur del Río de la Plata, mientras

que los cercanos a las zonas densamente pobladas obtuvieron los valores mínimos.

Observaciones similares hicieron Miserendino et al. (2011) en ríos patagónicos, en donde

se asoció una fuerte alteración del ecosistema ripario a los sitios urbanos, mientras que los

sitios con pasturas presentaron un disturbio moderado. Miserendino et al. (2008) también

informaron que los sitios urbanos en los ríos patagónicos fueron los de menor calidad

riparia y de hábitat, y presentaron modificaciones en los ensambles de macroinvertebrados

debido a este impacto. Palma et al. (2009) y Valero et al. (2015) también observaron una

disminución de la calidad de la valoración del índice QBR asociada al incremento de zonas

urbanas.

En cuenca alta y media, las características positivas se relacionaron a las buenas

cualidades físicas del espacio ripario (buena conectividad, canal conservado y cauce

continuo), buena cobertura vegetal y pocos impactos sobre el cuerpo de agua y del uso del

suelo cercano (buena calidad visual del agua, y ausencia de dragado del sedimento, de

agricultura, de actividad industrial y de áreas recreativas). Las características negativas

tuvieron que ver con el avance de plantas exóticas, en particular herbáceas, y la ausencia

de áreas protegidas o reservas naturales. También las riberas intervenidas, principalmente

por acumulación de tierra o mayor pendiente por profundización del canal. La invasión de

las riberas con vegetación exótica es uno de los impactos antrópicos indirectos más

frecuentes en los ecosistemas riparios, como se ha mencionado en la sección anterior

Relevamientos de vegetación. La presencia de vegetación, especialmente macrófitas, está

asociada a mejores condiciones en la zona riparia y de calidad de agua (Rosso &

Fernández Cirelli, 2013).

En la cuenca baja las características positivas estuvieron asociadas a un cauce

continuo, disminución de la basura, escasa actividad de dragado del sedimento, y ausencia

de agricultura, ganadería y actividades recreativas en las zonas cercanas a las riberas. Las

características negativas estuvieron principalmente asociadas a las características físicas

113

del espacio ripario (estrecho y modificado por impermeabilización de riberas y estructuras

de contención frente a las inundaciones, con la consecuente pérdida de conectividad y

rectificación del canal), ausencia de plantas flotantes libres y escasa vegetación, así como

fuertes impactos sobre las riberas y el cuerpo de agua (múltiples estructuras y vías de

acceso, como puentes, muelles y caminos impermeables, actividad industrial con descarga

de efluentes y mala calidad visual del agua dentro de una matriz urbana densa y muchas

veces precaria, y ausencia de áreas protegidas o reservas naturales). Dentro de los impactos

más severos, las intervenciones de las riberas e infraestructuras introducidas por el hombre

que modifican la estructura y conectividad de las riberas y los ecosistemas acuáticos, en

forma de puentes y caminos, canalizaciones o rectificaciones del canal y construcción de

estructuras rígidas para la contención de las riberas, han sido observadas en el frente

estuarial del Río de la Plata (Gómez & Cochero, 2013), en los bosques ribereños en el sur

chileno (Carrasco et al., 2014) y en los ríos patagónicos (Kutschker et al., 2009;

Miserendino et al., 2011). Las actividades de dragado también son prácticas frecuentes en

los ríos patagónicos y están asociados a una fuerte intervención antrópica (Kutschker et al.,

2009; Miserendino et al., 2008, 2011). La modificación de la vegetación ribereña y la mala

calidad de agua asociadas a la intervención antrópica han sido observadas por Gómez &

Cochero (2013) en el frente estuarial del Río de la Plata.

En el frente estuarial del Río de la Plata, el tramo Ciudad Universitaria–Puerto–

RECS presentó puntuación y calidad ambiental similar a los sitios de referencia (80,0 y

83,8 respectivamente, ambos calidad buena), mientras que el tramo Tigre se encontró en

peores condiciones (60,0, calidad regular) (Tabla 1-Ka). Los resultados obtenidos para el

tramo Ciudad Universitaria–Puerto–RECS del frente estuarial rechazan la hipótesis

propuesta de observar el efecto negativo de la intervención antrópica en menor puntaje del

ICRUM y peor calidad ambiental riparia, mientras que el puntaje obtenido para el tramo

Tigre da sustento a esta hipótesis. En él se mostraron evidencias de intervención antrópica

que afectaron la calidad ambiental ribereña.

La mayoría de los sitios se encontró con buena calidad ambiental general (casi 70%

de sitios buenos y muy buenos). Presentó mayor porcentaje de sitios muy buenos que la

cuenca del río Matanza-Riachuelo y se destacó la ausencia de sitios malos. Las

características positivas estuvieron asociadas al uso del suelo, dada la ausencia casi total de

actividades productivas sobre la ribera, y a un bajo impacto de descarga de efluentes

reflejado en la calidad del agua. Las características negativas tuvieron relación con la

reducción del espacio ripario y la modificación e intervención de las riberas, mayormente

114

obstruidas por cascotes, y la cercanía de áreas urbanas y recreativas con el consecuente

aporte de residuos. La modificación e intervención de las riberas (en este caso de la franja

costera) y la ocurrencia de residuos coinciden con lo observado por Gómez & Cochero

(2013) en sitios similares del frente costero sur del Río de la Plata.

Los sitios de referencia resultaron todos de calidad buena y muy buena (puntaje 83,8;

Tabla 1-Ka), acorde a lo esperado. Las características negativas se observaron

principalmente en la vegetación (ausencia de plantas flotantes libres y avance de herbáceas

exóticas) y en las modificaciones en las riberas. Resulta cada vez más difícil considerar el

uso de sitios de referencia en este tipo de cuencas, dado que la mayoría de los lugares

accesibles se encuentran modificados, con mayor o menor grado de impacto ambiental, y

ya no reflejan las características de vegetación, topografía y paisaje original. Según Wallin

et al. (2003), las condiciones de referencia no necesariamente deben equivaler a

condiciones prístinas o totalmente sin disturbio. Pueden contemplar situaciones de

disturbio mínimo siempre que la presión humana ejercida no genere efectos ecológicos o

estos sean no significativos. Dado que los sitios de referencia en las cuencas la llanura

pampeana con moderado a alto impacto antrópico y degradación ambiental creciente, como

las consideradas en esta tesis, ya no son representativos de las condiciones originales, es

necesario reformular este concepto para reemplazar las condiciones ―sin disturbio‖ o

―prístinas‖ por condiciones de mínimo impacto antrópico dentro de la cuenca de estudio, o

bien recurrir a sitios sin disturbio en cuencas pampeanas aledañas de características

similares (Guida Johnson, 2015).

El Indice de Calidad de Ribera de Usos Múltiples resultó útil y apropiado para el

objetivo propuesto, es decir, para valorar la calidad ambiental de las riberas de cuencas

urbanas y periurbanas de llanura, ya que los valores de calidad ambiental obtenidos en los

sitios muestreados, así como el ordenamiento del ACP en base a los parámetros del

ICRUM, resultaron consistentes con lo observado a campo. La elección de parámetros para

conformar el ICRUM fue pensada para la aplicación con miras a la gestión y manejo de

cuencas y áreas riparias en el gradiente urbano-rural. En este sentido, el ICRUM ha

resultado ventajoso por su aplicación sencilla, rápida y con bajo requerimiento de

conocimiento técnico (únicamente el necesario para la identificación de especies

vegetales). Ha logrado captar los distintos impactos antrópicos en el gradiente de

urbanización, generando un rango de variación de calidad de ribera, y el análisis más

detallado de sus parámetros ha permitido identificar cuáles son los aspectos vulnerables

115

sobre los que es necesario trabajar para mejorar la calidad riparia, o bien los que resulta

conveniente conservar o proteger para mantener la buena calidad existente.

En particular, los parámetros relativos a la vegetación en este índice han resultado

útiles para revelar el impacto antrópico, principalmente en términos de invasiones de

especies exóticas en el ambiente ripario. La colonización y la dispersión de plantas ajenas a

un determinado ambiente es un proceso que lleva tiempo, por lo que el estudio de la

vegetación es importante para observar el efecto acumulativo del impacto antrópico en las

riberas que puede llevar a situaciones de amenaza o establecimiento de invasiones ya que,

a diferencia de los indicadores de fauna (ej. macroinvertebrados, peces), las plantas

permanecen en su hábitat por períodos mayores, pudiendo reflejar en su biomasa (como

individuos y como poblaciones) las variaciones ambientales, incluidas el disturbio

antrópico y la contaminación, a las que han sido sometidas durante su ciclo de vida.

El ICRUM es un índice que toma datos de las características físicas del espacio

ripario, de la vegetación y de las distintas formas de impacto antrópico, principalmente

sobre las riberas (y en menor medida sobre el cuerpo de agua), para evaluar la calidad

ambiental riparia. Si bien no brinda información sobre la calidad de agua ni contiene

suficientes parámetros como para considerarse un índice integral de evaluación ambiental

de ríos, sus parámetros constituyen indicadores de la historia de impacto del curso de agua

y/o impactos ambientales ocurridos a una escala mayor en la cuenca estudiada que pueden

resultar útiles al combinarlos con índices de calidad de agua (ej. Basílico et al., 2015; Pesce

& Wunderlin, 2000) y/o con índices que brindan datos de uno o pocos indicadores bióticos,

como macroinvertebrados (ej. Baptista et al., 2007; Klemm et al., 2003) o diatomeas (ej.

Gómez & Licursi, 2001; Potapova & Charles, 2007), los cuales son necesarios repetir

periódicamente para captar las variaciones estacionales o climáticas de otras escalas

temporales. Tal como sugieren Gualdoni et al. (2011), es conveniente que la evaluación del

estado ambiental de las riberas se complete con el estudio de otros indicadores. Una

valoración global del ecosistema fluvial deberá considerar las condiciones hidrológicas y

geomorfológicas del canal, junto con información aportada por otros componentes bióticos

como bacterias, protozoos, algas, peces e incluso aves acuáticas. La aplicación periódica de

metodologías basadas en componentes biológicos, brindaría a los entes responsables

información para implementar gestiones sostenibles que incluyan, no solo la evaluación y

el control de los ecosistemas fluviales, sino también su conservación y restauración como

parte del patrimonio natural.

116

Este índice fue construido en base a tres índices existentes: RQI, QBR y AusRivAs.

Con respecto a los índices originales, el ICRUM aporta nueva información en la valoración

de la calidad de ribera al considerar otros parámetros no contemplados en los índices

originales (la continuidad del cauce, la relación entre distintos grupos funcionales de

vegetación y el paisaje de referencia). Los índices RQI y QBR valoran el estado ambiental

de las riberas mayormente en términos de vegetación y características físicas del espacio

ripario, son de fácil y rápida aplicación, pero fueron elaborados para ríos mediterráneos en

zonas alejadas de la urbanización, es decir, que presentan características hidrológicas y

morfológicas y de impacto antrópico muy distintas de las de los ríos de llanura pampeana

de zonas urbanas y periurbanas. El ICRUM tomó varios parámetros de estos índices y

también es de sencilla y rápida aplicación, pero fue adaptado para ser utilizado en estas

condiciones (llanura pampeana con gradiente de urbanización), resultando un índice más

completo que el RQI o el QBR, al considerar parámetros que incluyen el uso del suelo y la

intervención antrópica en las riberas. El índice AusRivAs es un índice integral, muy

completo, que valora los aspectos físico-químicos del agua, geomorfológicos del cauce y

riberas y la fauna de macroinvertebrados que habitan el río, contemplando las distintas

escalas desde el sitio hasta la cuenca. Pero tiene una gran cantidad de variables, medidas

tanto a campo como en gabinete, y que requieren de muchos conocimientos técnicos y

equipamiento adecuado para su aplicación. La información recolectada por este índice

tenía también como objeto la construcción de modelos predictivos de calidad fluvial, lo

cual no era de interés para la evaluación de calidad de riberas a realizarse con el ICRUM.

De este índice se tomaron las variables de uso del suelo e intervenciones antrópicas en las

riberas. Como se mencionó, el ICRUM tiene com ventaja su fácil y rápida aplicación a

campo, resulta mucho más manejable en términos de cantidad de parámetros a muestrear y

a procesar posteriormente y el requerimiento de conocimientos técnicos y equipamiento

para el muestreo es mínimo. Sin embargo, la información que brinda no es tan completa

como el AusRivAs y carece de su potencial predictivo.

Con respecto a los índices locales, comparten con el ICRUM su facilidad y rapidez

de aplicación, así como el bajo requerimiento de equipamiento y conocimientos técnicos.

El ICRUM comparte muchos de los parámetros considerados en el ICRP (Basílico, 2014;

Basílico et al., 2015), también de aplicación simple, pero el ICRUM tiene como ventaja

que considera intervenciones antrópicas en las riberas que no están valoradas en el ICRP.

Como desventaja, el ICRUM no considera la calidad de agua, lo cual sí se contempla en el

ICAP (que se combina con el ICRP) (Basílico, 2014; Basílico et al., 2015). En cuanto al

117

ICR (Troitiño, 2008; Troitiño et al., 2008; Troitiño et al., 2010), el ICRUM comparte

parámetros de vegetación, ancho del espacio ripario y usos del suelo, y la facilidad de

aplicación, al igual que el ICRP, pero el ICRUM aporta, además, parámetros de

intervención antrópica de las riberas. Por otra parte, el ICR aporta información sobre la

morfología del cauce y la escorrentía que no está contemplada en el ICRUM. Por último, el

ICRUM comparte muchos de los parámetros de valoración del IHRUP (Cochero et al.,

2014, 2016) (vegetación en las riberas, incluyendo exóticas, intervenciones en las

márgenes y alteraciones geomorfológicas) y además contempla los usos del suelo. En

contraposición, el IHRUP aporta información más detallada de la vegetación, lo cual no

está contemplado en el ICRUM. En comparación con los índices locales, el ICRUM es

relativamente integrador en cuanto a la información recolectada para valorar la calidad de

ribera. Una característica interesante para destacar del ICRUM es que contempla la

valoración de la vegetación exótica, la cual no es considerada en ningún índice excepto en

el IHRUP, y este es un dato que ha resultado relevante como indicador biótico de impacto

antrópico.

En suma, la confección del Índice de Calidad de Ribera de Usos Múltiples (ICRUM)

y los resultados obtenidos a través de su aplicación para la valoración de riberas de cuencas

urbanas y periurbanas de llanura revelaron que:

Si bien la calidad ambiental ribereña fue buena en gran parte de los sitios estudiados, se

detectó una tendencia al deterioro en los tramos bajos (cuenca baja del río Matanza-

Riachuelo y parte del frente estuarial), producto de la presión de urbanización, evidente

en un espacio ripario estrecho y modificado por impermeabilización de riberas y

estructuras de contención frente a las inundaciones, con la consecuente pérdida de

conectividad y rectificación del canal, ausencia de plantas flotantes libres y escasa

vegetación, y múltiples estructuras y vías de acceso, como puentes, muelles y caminos

impermeables, actividad industrial con descarga de efluentes y mala calidad visual del

agua dentro de una matriz urbana densa y muchas veces precaria, y ausencia de áreas

protegidas o reservas naturales.

En los tramos altos (cuenca alta y media del río Matanza-Riachuelo) el deterioro

ambiental fue menor pero se evidenció principalmente en el avance de plantas exóticas,

en particular herbáceas, y la ausencia de áreas protegidas o reservas naturales. También

las riberas intervenidas, principalmente por acumulación de tierra o mayor pendiente

por profundización del canal.

118

Los sitios considerados de referencia se encontraron con mejor calidad ambiental

riparia en general que el resto. Sin embargo,muchos de ellos perdieron su condición de

referentes ya que se vieron afectados por distintos impactos antrópicos evidentes en la

avance de vegetación exótica y en las modificaciones de las riberas. Es necesario

reformular el concepto de condiciones de referencia por condiciones de mínimo

impacto antrópico dentro de una misma cuenca, o bien por condiciones de referencia en

otras cuencas de características similares.

El ICRUM ha resultado un índice apropiado para evaluar la calidad de ribera en

cuencas urbanas y periurbanas de llanura en un gradiente de urbanización urbano-rural.

Tiene buen potencial para ser aplicado como herramienta de valoración y gestión

ambiental de cuencas, resultando sencillo y rápido de aplicar, de bajo costo y

relativamente poco conocimiento técnico. La información que brinda puede

complementarse con la de índices de calidad de agua y/o de otros índices que

contemplen otros indicadores bióticos distintos de la vegetación para brindar un

panorama integral sobre la calidad ambiental de los ríos.

119

CAPÍTULO 2

BIOENSAYOS CON PLANTAS NATIVAS

Introducción

La contaminación ambiental por metales pesados se ha convertido en un serio

problema a nivel mundial. El término ―metales pesados‖ se refiere a un grupo de metales y

metaloides con densidad atómica mayor a 4 g/cm3, o 5 veces o más que la del agua

(Nagajyoti et al., 2010). Este grupo incluye: plomo (Pb), cadmio (Cd), niquel (Ni), cobalto

(Co), hierro (Fe), zinc (Zn), cromo (Cr), cobre (Cu), arsénico (As), plata (Ag) y los

elementos del grupo platino (Pt). Los metales pesados se encuentran en formaciones

rocosas de la corteza terrestre. En la naturaleza, la circulación de los metales pesados en

los ciclos biogeoquímicos es mínima, encontrándose mayormente en reservorios, con

tiempos de permanencia prolongados. Su movilización desde los reservorios,

prncipalmente por extracción minera, y el subsecuente procesamiento para distintas

aplicaciones, ha generado la liberación de estos elementos en el ambiente (Ali et al., 2013).

La urbanización y la industrialización, entre otras actividades humanas, han favorecido su

dispersión en el agua y en la atmósfera, compartimentos en los que anteriormente se

encontraban en muy bajas concentraciones (Nagajyoti et al., 2010). Los metales pesados

están biodisponibles mayormente en el suelo, en el agua y, en menor medida, en la

atmósfera como partículas y vapores. Forman parte de numerosos procesos biológicos, y

algunos de ellos son considerados esenciales para la vida. Intervienen en funciones

fisiológicas y bioquímicas vitales, siendo requeridos en cantidades mínimas. Algunos

ejemplos de metales esenciales son: Fe, Cu, Zn, Ni, entre otros. Por el contrario, los

considerados no esenciales son aquéllos que no realizan ninguna función vital conocida en

los seres vivos, e incluso pueden ser dañinos. Por ejemplo: Pb, Cd, As, Cr, entre otros.

Tanto los metales no esenciales como los esenciales, pueden causar daños en los

organismos si sus concentraciones superan ciertos límites, ya que interfieren con el normal

funcionamiento de los seres vivos (Ali et al., 2013).

Cobre

Las concentraciones de cobre varían entre 3–10 ppm, con una abundancia media de

5,5 ppm en la corteza terrestre (Burkhead et al., 2009). El cobre ocurre de forma natural en

120

depósitos de sulfuro en la roca ígnea. En el ciclo sedimentario, el cobre se concentra en la

fracción mineral de la arcilla, en especial aquélla con alto contenido de carbono orgánico, y

en óxidos de manganeso sedimentario (EPA, 1977). Las partículas de polvo arrastradas por

el viento, así como las partículas de origen volcánico, conforman las principales emisiones

naturales de cobre (EPA, 1987; Nagajyoti et al., 2010).

La biodisponibilidad del cobre depende del sustrato. En el suelo, algunos factores

importantes incluyen el contenido de arcilla, la capacidad de intercambio catiónico, el pH y

la humedad (EPA, 1977). En el medio acuático, el cobre puede encontrarse como Cu(I) o

Cu(II), aunque esta última especie es más estable y, por tanto, más frecuente. Aunque el

cobre se presenta en numerosas especies químicas en este medio, la disponibilidad y

toxicidad biológica probablemente están relacionadas a la actividad del ion libre Cu+2. En

cualquiera de los sustratos, el cobre forma complejos con varios compuestos orgánicos e

inorgánicos, y la estabilidad y biodisponibilidad de dichos complejos depende del pH, la

temperatura y la concentración de los ligandos (EPA, 1987).

El cobre es utilizado en productos agrícolas (insecticidas, fungicidas, herbicidas),

pinturas anti-incrustantes, catalizadores, inhibidores de corrosión, procesos de electrólisis y

galvanoplastia, manufactura de productos electrónicos, telas, vidrio y cerámica, agentes

ignífugos y aditivos de combustibles. También se encuentra en cemento, alimentos y

medicamentos, metalurgia, nylon, productos derivados del papel, impresión y fotocopiado,

pirotecnia y preservación de la madera (EPA, 1987). En consecuencia, la principal fuente

de contaminación antrópica del cobre está relacionada con la industria, entre ellas la

metalúrgica, galvanoplástica, química, farmacéutica y minera, así como la producción de

tinturas, tintas y pigmentos, fertilizantes, papel y cuero (Nagajyoti et al., 2010; Peer et al.,

2005). Las principales fuentes de emisión de cobre a la atmósfera incluyen la fundición de

cobre, extracción de hierro y cobre, manufactura de hierro y acero, quema de combustibles

fósiles e incineración de residuos municipales (EPA, 1985). Otras fuentes antrópicas que

aportan cobre a la atmósfera son el transporte (por emisiones de motores diesel) (Nagajyoti

et al., 2010) y la quema de neumáticos (Foy et al., 1978). En los años 70, se estimó que el

flujo atmosférico de cobre proveniente de fuentes antrópicas triplicaba el generado por

fuentes naturales y se había incrementado en las últimas décadas (EPA, 1987). La

deposición atmosférica de cobre juega un papel importante en la carga total de cobre en los

grandes cuerpos de agua y en el suelo. En los cuerpos de agua menores, sin embargo, las

fuentes locales pueden restar importancia al aporte atmosférico, especialmente en ríos de

121

áreas industrializadas. Algunos ejemplos de fuentes locales incluyen efluentes industriales,

agua de escorrentía urbana o agrícola, o agua de drenaje ácido de la minería (EPA, 1987).

El cobre es considerado un micronutriente esencial para los seres vivos, entre ellos

las plantas superiores y las algas, ya que está involucrado en funciones vitales como la

fotosíntesis y la respiración. En la fotosíntesis, el cobre es cofactor de la enzima

plastocianina, asociada al fotosistema I. En la respiración, el cobre es cofactor de la enzima

citocromo c oxidasa, que juega un rol importante en la asimilación del CO2 y en la síntesis

de ATP. El cobre actúa como un elemento estructural en proteínas regulatorias y participa

en las respuestas al estrés oxidativo, el metabolismo de la pared celular y la señalización

hormonal (Burkhead et al., 2009; Nagajyoti et al., 2010; Yruela, 2005).

Un exceso de cobre en el medio tiene implicancias citotóxicas, causando daños a las

plantas. Esto conduce a un retraso en el crecimiento general, inhibición del crecimiento de

la raíz, clorosis del tejido vegetativo, en especial el foliar, y necrosis (Yruela, 2005). A

nivel celular, la exposición de las plantas al exceso de cobre genera estrés oxidativo y

especies reactivas de oxígeno. El estrés oxidativo causa disturbios en rutas metabólicas y

daño a macromoléculas, como inhibición de actividad enzimática o función proteica

(Nagajyoti et al., 2010; Yruela, 2005). La exposición al exceso de cobre también puede

dificultar la incorporación de otros iones esenciales, e incluso inducir la deficiencia, como

en el caso del hierro (Burkhead et al., 2009; Yruela, 2005).

Cadmio

El cadmio es un metal que ha ganado reciente interés, ya que la extracción comercial

comenzó al inicio del siglo XX. Más de la mitad del cadmio producido ha sido refinado en

los últimos cincuenta años (Hutton et al., 1987). Este metal no es muy abundante en la

corteza terrestre. En la mayoría de las formaciones rocosas está asociado a un vasto exceso

de zinc. Las principales fuentes naturales de movilización del cadmio de la corteza terrestre

son los volcanes y la erosión de las rocas (Tran & Popova, 2013). Las soluciones de suelo

no contaminado contienen concentraciones de cadmio que varían entre 0,04–0,32 mM

(4,5–35,9 ppm) (Sanitá di Toppi & Gabbrielli, 1999). Otros autores afirman que éstas son

incluso menores (0,1–2 ppm, generalmente debajo de 1 ppm) (Clemens, 2006; Lux et al.,

2011; Tran & Popova, 2013). A los suelos con concentraciones superiores (0,32–1 mM =

35,9–112,4 ppm) se los considera moderadamente contaminados (Sanitá di Toppi &

Gabbrielli, 1999).

122

El cadmio tiende a acumularse en la capa superior del suelo (mantillo) y en el

sedimento en los cuerpos de agua, en estrecha relación con la fracción orgánica. Sin

embargo, sólo una parte del cadmio total está disponible para la incorporación por parte de

las plantas. La especie predominante es Cd+2, pero también se lo encuentra asociado a

quelantes (Gallego et al., 2012; Lux et al., 2011). Estas especies están en el rango

nanomolar en la mayoría de los suelos (Clemens, 2006; Lux et al., 2011). Factores como el

pH del suelo, el potencial redox y el contenido de materia orgánica tienen una fuerte

influencia sobre la fracción de cadmio disponible en el suelo (Clemens, 2006; Prasad,

1995). Su disponibilidad para las plantas es mayor en suelos ácidos (Gallego et al., 2012;

Kirkham, 2006; Lux et al., 2011) y su solubilidad se incrementa con los exudados de la

raíz (Gallego et al., 2012; Lux et al., 2011). Los niveles de nutrientes en el medio también

afectan la disponibilidad de cadmio (Kirkham, 2006). En el agua, la biodisponibilidad del

cadmio se ve afectada por el pH, la concentración de calcio y la materia orgánica disuelta

(Prasad, 1995).

El cadmio tiene aplicación donde se requiere alta estabilidad y resistencia al calor,

frío y luz. Por ello, es ampliamente utilizado en galvanoplastia, pigmentos, estabilizadores

del plástico, baterías de níquel-cadmio y se genera como un subproducto de los

fertilizantes de fosfato (Gallego et al., 2012; Kirkham, 2006; Lux et al., 2011; Prasad,

1995; Sanitá di Toppi & Gabbrielli, 1999; Tran & Popova, 2013). Los electrodomésticos,

vehículos, implementos agrícolas, partes de aviones, herramientas industriales y manuales

y piezas metálicas de todo tipo (tuercas, pernos, bulones, tornillos, clavos) suelen tener

recubrimiento de cadmio. El cadmio también se utiliza para tableros lumínicos, en

fotografía, endurecimiento de goma y como fungicida. El cadmio se concentra en el

tabaco, por lo cual también llega al ser humano a través del cigarrillo (Kirkham, 2006). El

cadmio es liberado al ambiente por plantas generadoras de energía eléctrica, sistemas de

calefacción, industrias metalúrgicas y de aleaciones, incineradoras de residuos, fábricas de

cemento, minería y el tránsito urbano.

Fuentes importantes del aporte de cadmio al ambiente incluyen la deposición

atmosférica y los efluentes domésticos e industriales. El cadmio no se encuentra aislado en

el ambiente, sino asociado a la mineralización del plomo y del zinc (Benavides et al.,

2005). Fuentes importantes de la contaminación de cadmio en el suelo son la deposición

atmosférica derivada de la minería, fundición, quema de combustibles fósiles, fertilizantes

de fosfato y barros de aguas residuales (Clemens, 2006).

123

Este metal es reconocido como un contaminante extremadamente significativo

debido a su alta toxicidad y solubilidad en agua. En cuanto a la toxicidad potencial para los

organismos del suelo y los procesos microbianos del suelo, el cadmio fue clasificado como

un elemento de toxicidad intermedia (Benavides et al., 2005; Sanitá di Toppi & Gabbrielli,

1999). El cadmio es un elemento no esencial que afecta negativamente a los seres vivos.

En las plantas, este metal altera el crecimiento y desarrollo, por interferencia en la

incorporación, transporte y uso de varios elementos (calcio, magnesio, fósforo y potasio) y

del agua. El cadmio también reduce la absorción de nitratos y su transporte desde la raíz

hacia los brotes, y afecta el balance de agua de la planta. También produce alteraciones en

la funcionalidad de las membranas por inducción de la peroxidación de lípidos, y

disturbios en el metabolismo de los cloroplastos por inhibición de la biosíntesis de clorofila

y reducción de la actividad enzimática en la fijación de CO2 (Benavides et al., 2005;

Rodríguez-Serrano et al., 2008; Sanitá di Toppi & Gabbrielli, 1999; Tran & Popova, 2013).

Los síntomas de clorosis por deficiencia de hierro (Benavides et al., 2005), fosfatos o

reducción del transporte de manganeso (Rodríguez-Serrano et al., 2008), enrollamiento de

hojas y crecimiento deficiente son los principales y más visible efectos de toxicidad del

cadmio en las plantas (Benavides et al., 2005).

Importancia del uso de plantas nativas

Como se mencionara en la Introducción General, para el tratamiento de la

contaminación por metales pesados el uso de plantas puede ser una alternativa apropiada y

sustentable. Esta tecnología es conocida como fitorremediación. En las áreas

contaminadas, las plantas son uno de los organismos más expuestos y que más deben

adaptarse por su condición sésil para poder sobrellevar las condiciones adversas.

Las especies de plantas nativas cuentan con una larga historia de selección natural en

el ambiente y las condiciones locales. En el largo plazo, estas plantas han sido capaces de

sobrevivir, crecer y reproducirse en los extremos ambientales propios del lugar,

particularmente en las condiciones climáticas adversas, como las inundaciones y sequías,

así como el tipo de suelo. Se hallan fuertemente arraigadas y adaptadas a su entorno

original, donde han logrado relaciones de simbiosis con otras especies, proporcionándose

múltiples beneficios (Adams & Lamoureux, 2005).

Las plantas nativas también son importantes para mantener la estabilidad de los

ecosistemas, ya que forman parte de la red trófica del lugar. Tienen predadores naturales,

como insectos y otros herbívoros, que al alimentarse de ellas controlan su crecimiento

124

poblacional, impidiendo que se transformen en plagas. A su vez, sirven de refugio y

alimento para la vida silvestre y atraen a la fauna local, por ejemplo a gran variedad de

insectos y aves. Algunas especies acuáticas y palustres, que crecen densamente en las

riberas de los ríos, sirven de refugio para aves y otras especies de fauna acuática. El uso de

plantas nativas favorece la preservación del paisaje autóctono, así como de su flora y fauna

asociadas. Es por esto que el estudio de especies nativas resulta de suma importancia para

su aplicación en técnicas de fitorremediación.

Tipos de plantas utilizadas en fitorremediación

Varias especies de macrófitas flotantes han demostrado una gran capacidad de

tolerancia y absorción de cobre. Entre ellas, Salvinia natans (Dhir & Srivastava, 2011),

Lemna gibba (Khellaf & Zerdaoui, 2010) y Azolla filiculoides (Sela et al., 1989) han sido

capaces de acumular más de 1000 mg Cu/kg peso seco. Por el contrario, el exceso de cobre

en Spirodela polyrrhiza causó necrosis o muerte de las plantas, desintegración de colonias,

abscisión de raíces y serios daños en la síntesis de clorofila, proteínas y carbohidratos, así

como inhibición de la incorporación de fosfatos y nitrógeno (Xing et al., 2010). Entre las

plantas palustres y terrestres, Hydrocotyle umbellata (Khilji & Bareen, 2008), Triticum

aestivum (An, 2006) y Alternanthera philoxeroides (Naqvi & Rizvi, 2000) también han

sido capaces de acumular más de 1000 mg Cu/kg peso seco. Se conocen también

numerosas especies hiperacumuladoras (es decir, capaces de acumular más de 1000 mg

Cu/kg peso seco en tejido aéreo): Elsholtzia splendens, Commelina communis,

Geniosporum tenuiflorum, Laportea ruderalis y más de 32 especies de Congo (Van der

Ent et al., 2013).

Varias especies de macrófitas flotantes han sido capaces de tolerar y absorber

grandes concentraciones de cadmio. Algunas de ellas son Limnocharis flava (Abhilash et

al., 2009) y Salvinia cucullata (Phetsombat et al., 2006), las cuales han podido acumular

más de 1000 mg Cd/kg peso seco. En cuanto a las plantas terrestres, hasta el momento se

conocen sólo unas pocas especies hiperacumuladoras de cadmio (es decir, capaces de

acumular más de 100 mg Cd/kg peso seco en sus órganos aéreos sin sufrir daño

fotosintético (Rascio & Navari-Izzo, 2011; Verbruggen et al., 2009a, 2009b). Ellas son

Thlaspi caerulescens, T. praecox, Arabidopsis halleri, Sedum alfredii (Verbruggen et al.,

2009a, 2009b), Solanum nigrum (Rascio & Navari-Izzo, 2011) y Viola baoshanensis (Van

der Ent et al., 2013), aunque continúan apareciendo reportes de nuevas especies con vistas

a confirmar su capacidad hiperacumuladora (Van der Ent et al., 2013).

125

En la bibliografía local se ha trabajado en ensayos de laboratorio con L. gibba y

Lemna minor como acumuladoras de Cd, Cr y Cu (Sobrero et al., 2004); Salvinia minima

como acumuladora de cobre (Casares et al., 2014): Salvinia herzogii y Pistia stratiotes

evaluadas con Cd y Cr (Suñe et al., 2007); S. herzogii, P. stratiotes, Hydromistia

stolonifera y E. crassipes para la remoción de Cd (Maine et al., 2001); remoción de cromo

por S. minima, Azolla filiculoides y L. gibba (Gómez et al., 2015); estudio de

Schoenoplectus californicus en la absorción de zinc (Arreghini et al., 2001, 2006): P,

stratiotes, Spirodela intermedia y L. minor para la remoción simultánea de Fe, Cu, Mn, Zn,

Cr y Pb (Miretzky et al., 2004) o en humedales artificiales con S. herzogii, E. crassipes, P.

stratiotes, Typha domingensis y Panicum elephantipes para el tratamiento de efluentes

industriales con Cr, Ni y Zn (Hadad et al., 2006; Maine et al., 2006, 2007, 2009). Incluso

hay estudios del uso de biomasa muerta de S. intermedia, P. stratiotes y L. minor para la

remoción simultánea de Cd, Ni, Zn, Cu, y Pb (Miretzky et al., 2006), como algunos

ejemplos. También hay evidencias de plantas flotantes y palustres acumuladoras analizadas

en sus ambientes naturales: E. crassipes, E. azurea, Ludwigia helminthorriza, Cyperus

longus, Marsilea quadrifolia, Neptunia oleracea y Polygonum punctatum en humedales

colombianos analizadas por su acumulación de Hg, Cu, Pb, Cd y Zn (Romero Núñez et al.,

2011); Stuckenia filiformis por la acumulación de Co, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb,y Zn en Córdoba,

Argentina (Harguinteguy et al., 2014), entre otros. Muchas de estas especies son

autóctonas, pero resulta necesario explorar la posibilidad de aplicar otras especies para

fitorremediación. En particular, si bien hay amplio conocimiento de la capacidad

acumuladora de metales de E. crassipes, tanto a nivel local como internacional, es poca la

información disponible sobre E. azurea, mayormente el análisis de metales pesados en

ejemplares recolectados (Romero Núñez et al., 201). Según estos antecedentes, esta

especie resulta una interesante macrófita arraigada sobre la cual ampliar la información

biorremediadora.

Objetivo

El objetivo de este capítulo fue evaluar la tolerancia, capacidad de absorción y

distribución de cobre y cadmio en dos especies vegetales autóctonas, Eichhornia crassipes

y Eichhornia azurea, a través de ensayos estáticos de exposición en distintos sustratos

(agua y suelo).

126

Hipótesis

Las altas concentraciones de cobre y cadmio en el medio de cultivo tienen un efecto

negativo sobre el crecimiento de E. crassipes y E. azurea. A mayor concentración de

metal pesado, mayor es el efecto negativo sobre la tolerancia al metal en cada especie.

El efecto negativo del cobre y del cadmio en ambas especies se evidenciará en una

menor tasa de crecimiento relativo en las plantas tratadas que en los controles. En el caso

de E. crassipes, las plantas tratadas con cobre en agua del Riachuelo mostrarán menor peso

seco y menor tasa de crecimiento relativo que las tratadas con medio Hoagland, debido a la

presencia de otros contaminantes en el agua del Riachuelo.

Las altas concentraciones de cobre y cadmio en el medio de cultivo favorecen una

mayor absorción de estos metales por parte de ambas especies.

Esto se reflejará en mayores concentraciones de cobre y cadmio en ambas especies en la

biomasa de las plantas tratadas que en los controles.

Metodología

Selección de especies

Luego de los relevamientos de vegetación en los sitios de estudio, se buscó

seleccionar especies de plantas autóctonas que se encontraran presentes en forma frecuente

tanto en los cursos de agua (plantas flotantes libres) como en las riberas (plantas palustres).

Las plantas flotantes libres fueron escasas en la mayoría de los sitios pero se seleccionó el

camalote (E. crassipes, Figura 2-A) por encontrarse en matas abundantes en buenas

condiciones visuales en la zona del Riachuelo, la más contaminada de los sitios relevados.

Las plantas palustres fueron frecuentes en general y se seleccionó la forma arraigada del

camalote (E. azurea, Figura 2-B) ya que, al igual que su forma flotante, fue una de las

especies con mayor biomasa y mejor expansión en las riberas del Riachuelo. Asimismo, el

hecho de ser otra especie del género Eichhornia resultó provechoso a efectos

comparativos. Las características observadas a campo de buen estado visual de estas

plantas sugirieron que ambas especies podrían ser tolerantes a las condiciones de stress en

el área, por lo que resultaron de interés para poner a prueba el objetivo propuesto.

127

Figura 2-A. Camalote flotante Eichhornia crassipes. (Fotos: Eliana Melignani)

Figura 2-B. Camalote arraigado Eichhornia azurea. (Fotos: Eliana Melignani –izq.– y Ángel Fusaro –der.–)

Selección de metales pesados, tratamientos y duración de los bioensayos

Se buscó seleccionar dos metales pesados para evaluar en los bioensayos: uno que

fuese esencial para el crecimiento de las plantas y otro que no lo fuese. Asimismo, la

selección estuvo restringida a cuestiones metodológicas. Se eligieron metales con los que

fuese factible realizar ensayos de corta y larga duración en dos sustratos diferentes (agua y

suelo). Para ello, se relevó información sobre los metales pesados medidos en la zona del

Riachuelo, tanto en agua superficial como en sedimentos (ACUMAR, 2011a, 2011b, 2012;

de Cabo et al., 2007), y se seleccionó el cobre como metal esencial y el cadmio como no

esencial.

Para la selección de tratamientos se buscó evaluar la tolerancia de las plantas a altas

concentraciones de metales pesados, similares a las presentes en los cuerpos de agua y

sedimentos sujetos a descargas de efluentes industriales, así como a altas cargas de materia

orgánica, como la proveniente de efluentes domésticos. Las concentraciones fueron

128

elegidas considerando los niveles de cobre y cadmio en aguas superficiales y sedimentos

de la cuenca Matanza-Riachuelo, cuenca del Río Reconquista, cuenca del Río Luján y

frente estuarial del Río de la Plata (Tabla 2-A). También se revisaron los niveles de estos

metales en efluentes y sedimentos en cursos de agua con actividades industriales similares

a las presentes en las cuencas mencionadas (Ahmed et al., 2008; Ali et al., 2009; Bhati &

Singh, 2003; Carbone et al., 2013; Khilji & Bareen, 2008; Mayes et al., 1977; Pereira et al.,

2007; Polat & Erdogan, 2007; Tiwari et al., 2008). Las concentraciones de cadmio elegidas

fueron menores que las de cobre (aproximadamente 1,5 a 2,5 veces menor en los

bioensayos de agua y aproximadamente 1 a 2 órdenes de magnitud menor en los

bioensayos de suelo) dado que la tolerancia de las plantas a los metales no esenciales para

el crecimiento es mucho menor que para los metales esenciales.

En el caso de los bioensayos en agua se decidió una exposición breve a los metales

(7 días) ya que la incorporación de los contaminantes a la biomasa desde el medio acuático

es relativamente rápida y los posibles efectos tóxicos debido a las altas concentraciones

estudiadas podían ocasionar daños severos en las plantas. En el caso de los bioensayos en

suelo se decidió una exposición crónica de mayor duración (mayor a 60 días) de manera de

dar tiempo a las plantas a absorber, acumular y translocar el metal en sus tejidos, ya que

estos procesos ocurren más lentamente cuando los contaminantes son tomados desde el

sustrato sólido. En los ensayos en suelo, la terminación de las experiencias estuvo sujeta a

la viabilidad de las plantas control.

Procedencia y aclimatación de las plantas

Los ejemplares de E. crassipes y E. azurea fueron recolectados en el Riachuelo

(cuenca baja del río Matanza-Riachuelo) en bolsas plásticas y fueron trasladados al

invernáculo que se encuentra en el parque del Museo Argentino de Ciencias Naturales

―Bernardino Rivadavia‖ (MACN). Allí fueron lavados con agua de red para desprender la

materia orgánica y microfauna presente en raíces y rizomas. Los ejemplares de ambas

especies en mejores condiciones fueron colocados en recipientes con su medio de cultivo

correspondiente: Hoagland 1/10 modificado (Tabla 2-B) en el caso de E. crassipes, o tierra

fértil no contaminada y agua corriente en el caso de E. azurea. Se mantuvieron al aire libre

durante un período mínimo de 60 días para su aclimatación y reproducción. Pasado este

período se obtuvieron descendientes, de entre los cuales se seleccionaron las plantas para

los ensayos. Se trabajó, por tanto, con individuos de una población que, si bien provenía

del Riachuelo, no había estado expuesta en forma directa a contaminantes.

129

Tabla 2-A. Niveles de cobre y cadmio en aguas superficiales, efluentes industriales y sedimentos de la cuenca Matanza-Riachuelo (CMR), cuenca del Río Reconquista (CR), cuenca del Río Luján (CL) y frente estuarial del Río de la Plata (RP) utilizados como referencia para la selección de los tratamientos de los bioensayos. Referencias: ppm = mg/L o mg/kg.

Sustrato Ubicación Cu (ppm)

Cd (ppm) Referencia

Aguas superficiales CMR 0–0,123 0–0,002 ACUMAR, 2011b

Aguas superficiales CMR 0,013–0,078 0–0,003 de Cabo et al., 2007

Aguas superficiales CMR 0–1,71 0–0,85 Magdaleno et al., 2001

Desagüe pluvio-cloacal CMR 0–0,052 0–0,020 Brigden et al., 2000

Desagüe pluvial CMR 0–0,030 0–0,010 Brigden et al., 2010 Efluente industrial (fábrica de pinturas) CMR 0–0,020 0–0,010 Brigden et al., 2010

Efluente industrial (curtiembre) CMR 0–0,020 0–0,020 Brigden et al., 2000 Efluente industrial (fábrica de radiadores) CMR 2,77 0,014 Brigden et al., 2010

Suelo CMR 22,35–237,59 - Mendoza et al., 2015

Sedimentos CMR 0–57,4 0–0,491 ACUMAR, 2012

Sedimentos CMR 12590–33280 - Bargiela et al., 2006

Sedimentos CMR 17,4–325 0–5 Brigden et al., 2000 Sedimento de efluente industrial (fábrica de pinturas) CMR 0–21 0–1 Brigden et al., 2010

Sedimento de efluente industrial (fábrica de radiadores) CMR 24700 12 Brigden et al., 2010

Sedimentos CMR 326 0–1 Brigden et al., 2010

Sedimento de desagües pluviales CMR 75 0–1 Brigden et al., 2010

Sedimentos CMR 25–497 1–5 Ratto et al., 2004

Sedimentos CMR 26,4–37,8 5,3 Rendina et al., 2001

Aguas superficiales CR 20–130 0–60 Castañé et al., 1998

Aguas superficiales CR 0,010–0,304 0–0,05 de Cabo et al., 2000

Aguas superficiales CR - 0–1,7 Salibián, 2006

Aguas superficiales CR 0–0,263 - Alsina et al., 2005

Aguas superficiales CR 0–0,012 0–0,002 Ossana, 2011

Sedimentos CR 0–3500 1–2 Marbán et al., 1999

Aguas superficiales CL 0–0,18 0–0,010 Ossana, 2011

Sedimentos CL 0–466 0–23,4 Peluso, 2011

Sedimentos CL 10,4–230,9 - Pérez Carrera et al., 2012

Aguas superficiales RP 0,016 1,5·10-4 Timm & Serruya, 2009

Aguas superficiales RP 0,013–0,033 - de Cabo et al., 2007

Sedimentos RP 4–133 0–2,25 Ronco et al., 2001

Sedimentos RP 23–91 0,8–1,5 Carsen Pittaluga, 2003

Sedimentos RP 7,9–136,2 0–3,2 Peluso, 2011

130

Tabla 2-B. Características físico-químicas del medio de cultivo Hoagland modificado (So et al., 2003).

Parámetro Unidades Valor

Ca(NO3)2 · 4H2O mg/L 472,2

CuSO4 · 5H2O mg/L 0,1

Fe-EDTA mg/L 3,4

H3BO3 mg/L 0,8

KCl mg/L 1,8

KNO3 mg/L 303,3

MgSO4 · H2O mg/L 69,2

MnSO4 · H2O mg/L 0,1

NH4H2PO4 mg/L 115,0

ZnSO4 · 7H2O mg/L 0,3

pH 5,55

Temperatura ºC 21

Preparación de sustratos

Para los ensayos en agua se utilizaron dos medios de cultivo: el medio Hoagland

modificado (So et al., 2003), preparado con agua desionizada y reactivos de grado

analítico, y agua del Riachuelo muestreada (Septiembre 2011). Las características físico-

químicas de ambos medios se detallan en las Tablas 2-B y 2-C. Para lograr las

concentraciones de los tratamientos, el cobre o el cadmio fueron agregados en forma

directa al medio de cultivo (como CuSO4·5H2O o CdCl2·2½H2O, ambos de grado

analítico), disolviéndolos totalmente antes de la incorporación de las plantas.

Para los ensayos en suelo se utilizó tierra fértil comercial. Las características físico-

químicas según el proveedor se detallan en la Tabla 2-D. Para lograr las concentraciones

de los tratamientos, se disolvió la cantidad correspondiente de los reactivos de cobre o

cadmio mencionados anteriormente en 1 L de agua desionizada. Luego, esta solución se

integró totalmente a la tierra antes de la plantación.

Diseño experimental

Bioensayos en agua

131

Para los bioensayos con cobre se utilizaron dos medios de cultivo: el medio

Hoagland (experimento H) y el agua del Riachuelo (experimento R). En el experimento H

se trabajó con tres concentraciones: un control (sin agregado de cobre) y dos dosis

Tabla 2-C. Características físico-químicas del agua del Riachuelo. Referencias: COD = carbono orgánico disuelto; COT = carbono orgánico total; PRS = fósforo reactivo soluble; LDI = límite de detección del instrumento de medición (LDI Cu = 0,077 mg/L).

Parámetro Unidades Valor Parámetro Unidades Valor

Alcalinidad mg/L CaCO3 543,76 Na+ mg/L 150,00

Ca2+ mg/L 55,95 Ni3+ mg/L 0,17

Cd2+ mg/L 0,070 NH4+ mg/L 14,03

Cl- mg/L 255,85 NO2- mg/L 0,014

COD mg/L 9,52 NO3- mg/L 0,18

COT mg/L 15,22 Pb2+ mg/L 0,073

Cr3+ mg/L 0,073 PRS mg/L 1,70

Cu2+ mg/L < LDI SO4-2 mg/L 72,30

Fe3+ mg/L 0,62 Zn2+ mg/L 0,073

K+ mg/L 13,33 pH 7,14

Mg2+ mg/L 26,78 Temperatura ºC 19,7

Tabla 2-D. Características físico-químicas de la tierra fértil comercial utilizada en los bioensayos de suelo.

Parámetro Valor

Tierra negra de campo 60%

Abono animal estacionado 20%

Material orgánico vegetal 10%

Perlita 10%

Humedad 19–24%

Materia orgánica 8–13%

Relación carbono/nitrógeno 14,6%

Nitrógeno total 0,5%

Cenizas 75,8%

pH 6,5–7

agregadas de cobre (15 y 25 mg Cu/L). En el experimento R se trabajó con dos

concentraciones: un control (sin agregado de cobre) y una dosis agregada de cobre (15 mg

Cu/L). Para los controles se consideró la concentración basal de cobre del medio de cultivo

de cada experimento. En ambos casos la misma resultó menor a 0,077 mg/L, que es el

132

límite de detección de cobre en el instrumento de medición. En la Tabla 2-E se detallan las

características de ambos experimentos.

Tabla 2-E. Detalle de las características de los bioensayos con agregado de cobre en dos sustratos (agua y suelo). Referencias: los valores entre paréntesis indican las concentraciones basales de los sustratos; LDI = límite de detección del instrumento de medición (LDI Cu = 0,077 mg/L).

Sustrato Duración Tratamientos Dosis agregada (ppm)

Agua (medio Hoagland, experimento H)

7 días

CuH0 (control) 0 (< LDI)

CuH15 15

CuH25 25 Agua

(Riachuelo, experimento R)

7 días CuR0 (control) 0 (< LDI)

CuR15 15

Suelo (tierra fértil comercial)

103 días

Cu T0 (control) 0 (27,0)

Cu T1 150

Cu T2 500

Cu T3 750

Cu T4 1700

Para el bioensayo con cadmio se utilizó únicamente el agua del Riachuelo como

medio de cultivo. Se trabajó con cuatro concentraciones: un control (sin agregado de

cadmio) y tres dosis agregadas de cadmio (1; 5 y 10 mg Cd/L). Para el control se consideró

la concentración basal de cadmio del agua del Riachuelo: 0,070 mg/L. En la Tabla 2-F se

detallan las características del ensayo.

133

Tabla 2-F. Detalle de las características de los bioensayos con agregado de cadmio en dos sustratos (agua y suelo). Referencias: los valores entre paréntesis indican las concentraciones basales de los sustratos.

Sustrato Duración Tratamientos Dosis agregada (ppm)

Agua (Riachuelo) 7 días

CdRT0 0 (0,070)

CdRT1 1

CdRT2 5

CdRT3 10

Suelo (tierra fértil

comercial) 79 días

Cd T0 0 (0,76)

Cd T1 3

Cd T2 10

Cd T3 25

Cd T4 50

Todos los ensayos fueron realizados por triplicado en condiciones controladas de

invernáculo con fotoperiodo natural para la época del año durante 7 días. Durante los

ensayos se midió temperatura ambiente y del agua, pH y conductividad eléctrica.

Previamente a cada ensayo, una determinada cantidad de individuos de E. crassipes

se aclimataron durante 15 días en agua corriente a las condiciones de temperatura y

humedad del invernáculo. Al inicio de cada ensayo se seleccionaron las plantas de mejor

aspecto visual y tamaño homogéneo (200 g peso fresco) y se asignaron al azar a cada

recipiente. Para cada ensayo se separaron 3 individuos extra para las determinaciones

iniciales de peso seco y metal en biomasa.

Para conformar las unidades experimentales se utilizaron recipientes plásticos de 8 L

de capacidad (23 cm de diámetro x 20 cm de altura) con un volumen de 6 L de medio de

cultivo y un individuo de E. crassipes (Figura 2-C). Los recipientes se reubicaron al azar

periódicamente y todas las hojas y/o pecíolos que no estaban en pie se retiraron de la

unidad experimental para evitar la descomposición de la biomasa y la posterior liberación

del metal bioacumulado nuevamente al medio de cultivo. De ser necesario, a cada unidad

experimental se le agregó agua destilada para compensar pérdidas por evaporación o

transpiración, manteniendo el volumen inicial constante, y se ajustó el pH del medio de

cultivo entre 4,5–5,5, agregando NaOH 0,1 M o HCl 0,1 M de ser necesario, para

garantizar que el metal se encontrara en su forma disuelta y por tanto biodisponible para la

planta.

134

Figura 2-C. Detalle de la unidad experimental utilizada en los bioensayos en agua. (Fotos: Eliana Melignani)

Bioensayos en suelo

Para los bioensayos con cobre o cadmio se utilizó tierra fértil comercial. En ambos

ensayos se trabajó con cinco concentraciones: un control (sin agregado de metal) y cuatro

dosis. En el caso de cobre las dosis agregadas fueron: 150, 500; 750 y 1700 mg Cu/kg. En

el caso de cadmio las dosis agregadas fueron: 3; 10; 25 y 50 mg Cd/kg. Para los controles

se consideró la concentración basal de cobre o cadmio de la tierra utilizada: 27,0 y 0,76

mg/kg respectivamente. En las Tablas 2-E y 2-F se detallaron las características de ambos

ensayos.

Los ensayos fueron realizados por triplicado en condiciones controladas de

invernáculo con fotoperiodo natural. El bioensayo con agregado de cobre duró 103 días y

con agregado de cadmio duró 79 días. Durante los ensayos se midió temperatura ambiente,

pH y conductividad eléctrica en suelo.

Previamente a cada ensayo, una determinada cantidad de individuos de E. azurea se

aclimataron durante 15 días en la misma tierra fértil comercial del ensayo a las condiciones

de temperatura y humedad del invernáculo. Al momento de cada ensayo se seleccionaron

las plantas de mejor aspecto visual y tamaño homogéneo (200 g peso fresco con rizoma de

20 cm de longitud aproximadamente) y se asignaron al azar a cada recipiente. Para cada

ensayo se separaron 3 individuos extra para las determinaciones iniciales de peso seco y

metal pesado en biomasa.

135

Para conformar las unidades experimentales se utilizaron recipientes plásticos de 6 L

de capacidad (23 cm de diámetro x 15 cm de altura) con 1 kg de tierra, 1 L de agua

desionizada y un individuo de E. azurea (Figura 2-D). Los recipientes se reubicaron al azar

periódicamente y todas las hojas y/o pecíolos que no estaban en pie se retiraron de la

unidad experimental para evitar la descomposición de la biomasa y la posterior liberación

del metal bioacumulado nuevamente al suelo. Periódicamente, a cada unidad experimental

se le agregó agua destilada para compensar pérdidas por evaporación o transpiración,

manteniendo el suelo húmedo en su capacidad de campo, de manera de asegurar que

siempre existiera una fase líquida que permitiera la disolución y biodisponibilidad del

metal para la planta.

Mediciones en sustrato y material vegetal

Análisis físico-químicos

Se determinaron las características físico-químicas en agua usando los siguientes métodos:

fósforo reactivo soluble (PRS) con molibdato ascórbico; nitrato (N-NO3-) por reducción

con sulfato de hidracina; nitrito (N-NO2-) por diazotación (Strickland & Parsons, 1972);

amonio (N-NH4+) por el método de indofenol azul (Chaney & Marbach, 1962); alcalinidad

por volumetría con ácido clorhídrico (Mackereth et al., 1989); calcio (Ca2+) y magnesio

(Mg2+) por volumetría con EDTA; sodio (Na+) y potasio (K+) por fotometría de llama;

sulfato (S-SO42-) por turbidimetría; cloruro (Cl-) por volumetría con nitrato de plata

(APHA, 1992); carbono orgánico disuelto (COD) y carbono orgánico total (COT) de

acuerdo a Golterman & Clymo (1969). Se midió pH y conductividad en agua y en solución

de suelo con peachímetro y conductímetro portátiles Hanna.

136

Figura 2-D. Detalle de la unidad experimental utilizada en los bioensayos en suelo. (Fotos: Eliana

Melignani)

Determinaciones de metales pesados en sustrato y material vegetal

Para la determinación de las concentraciones de los metales de interés en agua se

tomaron muestras en recipientes de polipropileno previamente lavados con HNO3 al 10% y

enjuagados con agua desionizada. Las muestras se acidificaron a pH < 2 con HNO3 al

100% (grado analítico) para su posterior análisis.

Las muestras de suelo se tomaron en cajas de Petri y se secaron en estufa a 90ºC

durante 72 hs hasta llegar a peso seco constante. Luego se conservaron en bolsas plásticas

para muestras para su posterior análisis (Mahmood et al., 2012).

Las muestras de material vegetal fueron lavadas con agua desionizada y separadas

las raíces y las hojas. Las partes fueron colocadas en bolsas de papel y secadas en estufa a

60ºC durante 72 hs hasta llegar a peso seco constante (Mishra & Tripathi, 2008; Soltan &

Rashed, 2003).

En las muestras de agua se determinó la concentración total de metales disueltos por

medición directa, por lo que no fue necesaria una digestión previa.

Las muestras de suelo y material vegetal fueron digeridas previamente a la medición

de metales. Cada muestra de suelo (0,5–1 g) o material vegetal (0,25–1 g) fue molida y

colocada en un recipiente de vidrio o teflón. Se le aplicó una secuencia de ácidos

concentrados de grado analítico (HNO3:HClO4:HF:HCl en proporción 10:2:5:10 para las

muestras de suelo y HNO3:HClO4:HCl en proporción 10:2:5 para las muestras de material

137

vegetal) y se digirió a 140ºC hasta obtener un volumen mínimo. La suspensión obtenida se

llevó a 50 mL con agua bidestilada y se recogió en recipientes de polipropileno

previamente lavados con HNO3 al 10% y enjuagados con agua desionizada (Mishra &

Tripathi, 2008; Soltan & Rashed, 2003).

El cadmio (Cd), cromo (Cr), cobre (Cu), hierro (Fe), níquel (Ni), plomo (Pb) y zinc

(Zn) en las muestras se midieron por espectrofotometría de absorción atómica Perkin

Elmer 1100B (Perkin Elmer, Inc. Waltham, MA, USA). La sensibilidad de la

espectrofotometría de absorción atómica de llama (EAA) se define como la concentración

de metal que produce una absorción de 1%. El límite de detección del instrumento (LDI) se

define como la concentración que produce una absorción equivalente al doble de la

magnitud de la fluctuación de fondo. Estos límites varían con el instrumento, el elemento a

medir, la matriz y la técnica aplicada. El intervalo de concentración óptimo es aquel que va

desde varias veces la sensibilidad (o concentración que produce una absorción de 1%)

hasta la zona de la curva de absorbancia versus concentración que comienza a aplanarse.

Este intervalo puede extenderse hacia arriba por dilución (APHA, 1992). En EAA la

cantidad de energía absorbida es proporcional a la concentración del elemento en la

muestra, por lo tanto, es preciso obtener una curva de absorbancia versus concentración.

Esta curva se calcula a partir de estándares preparados por dilución de soluciones patrón de

reserva. El número, rango de concentraciones de los estándares utilizados para obtener la

curva y los límites de detección del instrumento para los metales agregados en los

bioensayos se pueden observar en la Tabla 2-G.

Tabla 2-G. Número de estándares, intervalo de concentraciones de los mismos y límites de detección del instrumento (LDI) en la medición de cadmio (Cd) y cobre (Cu).

Nº de estándares

Rango (mg/L)

LDI (mg/L)

Cd 5 0,1–2 0,028

Cu 4 0,1–5 0,077

Para obtener la concentración de metal (Me) en muestras digeridas se aplicó la

siguiente fórmula:

Me (mg/kg) = concentración medida x volumen de dilución

peso de la muestra

138

Estimación de la especiación de cobre y cadmio en agua

Dado que las concentraciones de cobre y cadmio agregados a los tratamientos fueron

elevadas, existía la posibilidad de que éstos formaran complejos de distinto grado de

solubilidad con los otros componentes químicos presentes en los medios de cultivo,

generando cambios en su biodisponibilidad. Para evaluar esta posibilidad, se estimó la

especiación de los metales agregados en el agua de los bioensayos utilizando el programa

VisualMINTEQ v3.0 (Gustaffson, 2012).

Estimación del crecimiento de E. crassipes y E. azurea y capacidad de absorción y

translocación del metal acumulado

Para estimar el crecimiento de E. crassipes y E. azurea se calculó para cada

tratamiento la tasa de crecimiento relativo (TCR) (Körner et al., 2001) y el porcentaje de

inhibición del crecimiento (IC) (Park et al., 2011). La tasa de crecimiento relativo se

calculó como:

dondePSf y PSi se refieren al peso seco final e inicial respectivamente (g) y t corresponde a

la duración del ensayo (días).

El porcentaje de inhibición del crecimiento se calculó como:

dondeTCRtrat y TCRcontrol se refieren a la tasa de crecimiento relativo para el tratamiento x y

para su control respectivamente.

Como indicador de la capacidad de absorción y translocación de metales, se calculó

para cada tratamiento el factor de bioconcentración (FBC) y el factor de translocación (FT)

(Ali et al., 2013). El factor de bioconcentración se calculó como:

139

dondeCr se refiere a la concentración de metal en raíz (mg Me/kg peso seco) y Cm se

refiere a la concentración del metal en el medio de cultivo o sustrato (mg Me/L o mg

Me/kg según corresponda). El factor de translocación se calculó como:

dondeCh se refiere a la concentración de metal en hoja (mg Me/kg peso seco).

Estimación del daño por metales pesados en hojas de E. azurea

Para estimar el daño visual en hoja generado por la exposición a metales pesados en

los bioensayos de larga duración (en suelo con E. azurea), se calculó el porcentaje de daño

foliar (DF) para cada tratamiento como:

dondeHd se refiere al número de hojas dañadas del tratamiento x y Ht se refiere al número

de hojas totales del mismo tratamiento. Se consideró como hoja dañada aquella con 50% o

más de lámina seca y/o con clorosis.

Curva de captación de metales por E. crassipes y E. azurea

Para estimar la capacidad de incorporación de los metales en biomasa a fin de poder

comparar entre sustratos, se calculó para todos los tratamientos la tasa de captación del

metal (TC) (Singh & Agrawal, 2007) como:

donde Cbf y Cbi se refieren a la concentración de metal en biomasa (raíz u hoja) final e

inicial respectivamente (mg Me/kg peso seco) y t corresponde a la duración del ensayo

(días).

Luego se elaboró la curva de captación del metal, relacionando la tasa de captación

del metal en función de las dosis del metal correspondiente agregado a cada medio de

cultivo o sustrato. Para describir la relación funcional se realizó un análisis de regresión

lineal. Se evaluó la distribución normal de los datos con el test de Shapiro-Wilks y la

140

homogeneidad de varianza con el test de Levene. Para poder utilizar este método

estadístico, se reescalaron las dosis del metal en los casos en que la relación funcional entre

ambas variables no fue lineal. El análisis fue comparado a nivel p< 0,05 y se realizó con el

programa InfoStat v2015 (Di Rienzo et al., 2015). Esta curva no se realizó para el

experimento R ya que no cuenta con suficientes casos para llevar a cabo el análisis.

Análisis estadístico

Se realizó el análisis de la varianza (ANOVA) para cada ensayo de modo de

identificar las diferencias significativas entre tratamientos en cuanto a peso seco de raíz y

hoja, crecimiento (TCR e IC), metal acumulado en raíz y hoja, bioconcentración (FBC) y

translocación (FT). En el caso de los experimentos H y R, se realizó otro ANOVA más

comparando los tratamientos de igual concentración (CuH15 y CuR15) con sus respectivos

controles (CuH0 y CuR0).

Se evaluó la distribución normal de los datos con el test de Shapiro-Wilks y la

homogeneidad de varianza con el test de Levene. Se aplicó la transformación log-normal

en los casos en que no se cumplieron estos supuestos. Se aplicó el test de Tukey para

diferenciar medias en los casos necesarios. Todos los test fueron comparados a nivel p<

0,05. Todos los análisis se realizaron con el programa InfoStat v2015 (Di Rienzo et al.,

2015).

Resultados

Bioensayos con agregado de cobre

Eichhornia crassipes en agua

En el experimento H (medio de cultivo Hoagland) el pH promedio fue de 4,93 ± 0,56

durante el ensayo. En el experimento R (agua del Riachuelo) el pH promedio fue de 7,60 ±

0,27. La temperatura promedio del agua fue de 18,6 ± 3,2 ºC en ambos experimentos. En

ambos casos, las concentraciones reales de cobre en el medio resultaron ser 100% ± 10%

con respecto a las concentraciones nominales. Según los cálculos del programa de

especiación VisualMINTEQ, el total del cobre agregado se encontraba disuelto (Tabla 2-

H) principalmente como ion Cu+2 (85,0–92,6%) en el medio Hoagland, y como CuCO3

(78,8–84,8%) en el agua del Riachuelo. En este último caso, el cobre asociado a materia

orgánica fue del orden del 5,1–10,6%.

141

Tabla 2-H. Concentraciones iniciales de cobre en los experimentos H (medio Hoagland) y R (agua del Riachuelo) y su especiación estimada según el programa VisualMINTEQ. Referencias: LDI = límite de detección del instrumento de medición (LDI Cu = 0,077 mg/L).

Cu agregado (mg/L)

Cu disuelto

Especie principal

Experimento H

CuH0 (control) 0 100% Cu+2 (85,0%)

CuH15 15 100% Cu+2 (88,5%)

CuH25 25 100% Cu+2 (92,6%)

Experimento R

CuR0 (control) 0 100% CuCO3 (78,8%)

CuR15 15 100% CuCO3 (84,8%)

En el experimento H, tanto las hojas como los pecíolos en ambos tratamientos

(CuH15 y CuH25) mostraron daños: inicialmente se observó pérdida de turgencia, luego el

color verde de la hoja fue palideciendo hasta tornarse amarillo (clorosis) y finalmente se

secó (Figura 2-E). Los pecíolos, además, se pusieron oscuros en la base a lo largo de esta

secuencia de cambios. La pérdida de turgencia se observó entre el día 1 y 2, alcanzando su

pico al día 3. La clorosis y los pecíolos oscuros se intensificaron entre los días 4 y 6. En el

tratamiento CuH15 el nivel máximo de hojas secas se alcanzó al día 6 mientras que en el

tratamiento CuH25 esto ocurrió al día 4. En el experimento R, el tratamiento CuR15 mostró

una progresión similar del daño en pecíolos y hojas, aunque en este caso la pérdida de

turgencia y clorosis aparecieron a partir del día 3, así como pequeñas invaginaciones en los

bordes de las hojas (Figura 2-E).

Figura 2-E. Detalle del daño por exposición a cobre en hojas de Eichhornia crassipes. Referencias: flecha azul = invaginaciones; flecha amarilla = pérdida de turgencia; flechas naranjas = principios de clorosis en la lámina.

142

El peso seco final de raíz y hoja, la tasa de crecimiento relativo (TCR) y el porcentaje

de inhibición del crecimiento (IC) en ambos experimentos luego de 7 días de exposición

del camalote al cobre se muestran en la Tabla 2-I. En el experimento H, la biomasa de raíz

en CuH15 aumentó 43%, mientras que la biomasa de hoja disminuyó 19% con respecto al

control. Esta disminución impactó en la TCR, la cual fue significativamente menor que

elcontrol, mostrando la mayor inhibición de crecimiento (63%) en CuH15. En cambio, la

biomasa y la TCR en CuH25 no difirieron del control y el IC fue bajo (< 10%). En el

experimento R, la biomasa de raíz en CuR15 se redujo casi a la mitad con respecto al

control, mientras que la biomasa de hoja no difirió. Esta reducción en la biomasa de raíz no

se reflejó en la TCR, que mostró cierta disminución con respecto al control pero no fue

estadísticamente significativa. Sin embargo, sí pudo observarse el impacto en el IC,

indicando un 21% de inhibición en el crecimiento. Para evaluar los efectos del agregado de

cobre con la mezcla de contaminantes en el crecimiento de E. crassipes (experimento R),

se compararon las tasas de crecimiento relativo y los porcentajes de inhibición del

crecimiento de lostratamientos CuH15 y CuR15. La TCR fue mucho mayor para las plantas

de CuR15 (F = 160,21; p < 0,0002), en concordancia con un menor IC (F = 31,54; p <

0,0049).

La Tabla 2-J muestra las concentraciones de cobre en raíz y hoja, el factor de

bioconcentración (FBC) y el factor de translocación (FT) en ambos experimentos. El cobre

se acumuló principalmente en raíz. Estas concentraciones fueron mucho mayores que en

hoja, excepto para CuR0 que tuvo concentraciones similares en ambas partes. En el

experimento H, las concentraciones de cobre en raíz tendieron a incrementar con el

143

Tabla 2-I. Peso seco de raíz y hoja de E. crassipes, tasa de crecimiento relativo (TCR) y porcentaje de inhibición del crecimiento (IC) de las plantas luego de 7 días de exposición a cobre agregado en los experimentos H (medio Hoagland) y R (agua del Riachuelo). Referencias: CuH0 (control) = sin agregado de cobre; CuH15 = con agregado de cobre 15 mg/L; CuH25 = con agregado de cobre 25 mg/L; CuR0 (control) = sin agregado de cobre; CuR15 = con agregado de cobre 15 mg/L. Valores expresados como promedio de 3 réplicas ± error muestral. Letras diferentes bajo la misma columna y en el mismo ensayo indican diferencias significativas (p < 0,05) entre tratamientos.

Raíz (g) Hoja (g) TCR (día-1) IC (%)

Experimento H

CuH0 (control) 1,84 ± 0,35 a 7,01 ± 1,07 a 0,048 ± 0,008 a -

CuH15 2,64 ± 0,33 b 5,66 ± 0,37 b 0,018 ± 0,013 b 64 ± 14 a

CuH25 1,47 ± 0,35 a 6,80 ± 0,58 a 0,044 ± 0,010 a 9 ± 11 b

Experimento R

CuR0 (control) 3,34 ± 1,09 a 3,50 ± 0,99 a 0,094 ± 0,008 a -

CuR15 1,76 ± 0,73 b 3,02 ± 0,19 a 0,075 ± 0,039 a 21 ± 9

Tabla 2-J. Concentraciones de cobre en raíz y hoja, factor de bioconcentración (FBC) y factor de translocación (FT) en E. crassipes luego de 7 días de exposición a cobre agregado en los experimentos H (medio Hoagland) y R (agua del Riachuelo). Referencias: CuH0 (control) = sin agregado de cobre; CuH15 = con agregado de cobre 15 mg/L; CuH25 = con agregado de cobre 25 mg/L; CuR0 (control) = sin agregado de cobre; CuR15 = con agregado de cobre 15 mg/L. Valores expresados como promedio de 3 réplicas ± error muestral. Letras diferentes bajo la misma columna y en el mismo ensayo indican diferencias significativas (p < 0,05) entre tratamientos.

Cu en raíz (mg/kg)

Cu en hoja (mg/kg) FBC FT

Experimento H

CuH0 (control) 51,2 ± 18,4 a 12,4 ± 3,1 a 1184,0 ± 405,2 a 0,26 ± 0,16 a

CuH15 12588,8 ± 991,6 b 60,3 ± 17,3 b 744,3 ± 154,6 b 0,0048 ± 0,0018 b

CuH25 23387,2 ± 5414,8 c 59,5 ± 22,5 b 823,2 ± 41,3 ab 0,0026 ± 0,0011 b

Experimento R

CuR0 (control) 3,71 ± 0,07 a 3,81 ± 0,05 a 113,4 ± 31,6 a 1,03 ± 0,02 a

CuR15 7622,5 ± 2664,0 b 206,5 ± 52,9 b 515,0 ± 155,6 b 0,025 ± 0,023 b

aumento de la concentración de metal en agua. En la Figura 2-F se muestra la curva de

captación de cobre en raíz. Allí se aprecia que la relación funcional entre la tasa de

captación de cobre en raíz en el experimento H y la concentración del metal en agua se

ajustó a una función lineal creciente (relación funcional: p< 0,01; falta de ajuste: p = 0,32;

R2 = 0,97). Esto indica que la capacidad de captación de cobre en agua (medio Hoagland)

por las raíces no se saturó para el rango de concentraciones estudiadas (0–25 mg Cu/L),

144

llegando a una tasa máxima promedio de 3383,3 mg Cu/kg·día. El cobre en raíz del

tratamiento CuH15 fue casi 250 veces mayor que el control, y más de 450 veces mayor en

plantas del tratamiento CuH25. La concentración máxima (23387,2 mg/kg) fue observada

en raíz del tratamiento CuH25. En cambio, el cobre en hoja fue casi 5 veces mayor que el

control (CuH0) en ambos tratamientos (CuH15 y CuH25) y pareció estabilizarse a partir de

15 mg Cu/L (Tabla 2-J). En la Figura 2-G.a se muestra la curva de captación de cobre en

hoja. Aquí la relación entre la tasa de captación de cobre en hoja en el experimento H y la

concentración del metal en agua se ajustó a una función logarítmica, cercana a una tasa

promedio de 6 mg Cu/kg·día, indicando que la captación de cobre por la hoja se satura a

partir de 15 mg Cu/L. Dado que, en este caso, la relación funcional entre ambas variables

no fue lineal, fue necesario reescalar las concentraciones de cobre mediante una

transformación logarítmica, de manera de poder linealizar la relación y aplicar así el

análisis de regresión lineal (relación funcional: p< 0,01; falta de ajuste: p = 0,51; R2 = 0,90;

Figura 2-G.b).

Figura 2-F. Curva de captación de cobre en raíz de E. crassipes en las concentraciones evaluadas en el experimento H (medio Hoagland) (valores observados) y en el experimento R (promedio de los valores observados y barra de error muestral) luego de 7 días de exposición a cobre. Referencias: la línea punteada y la ecuación con el valor de R2 corresponden a la relación funcional del experimento H.

145

Figura 2-G.a. Curva de captación de cobre en hoja de E. crassipes en las concentraciones evaluadas en el experimento H (medio Hoagland) (valores observados) y en el experimento R (promedio de los valores observados y barra de error muestral) luego de 7 días de exposición a cobre. Referencias: la línea punteada corresponde a la relación funcional del experimento H.

Figura 2-G.b. Curva de captación reescalada de cobre en hoja de E. crassipes en las concentraciones evaluadas en el experimento H (medio Hoagland) (valores observados) luego de 7 días de exposición a cobre. Referencias: la línea punteada y la ecuación con el valor de R2 corresponden a la relación funcional lineal.

Los FBC resultaron altos mientras que los FT fueron menores a 1 (Tabla 2-J). Las

plantas del tratamiento CuH15 tuvieron menor FBC que el control (CuH0). El FBC de las

146

plantas del tratamiento CuH25 presentó un valor intermedio que no pudo ser diferenciado

estadísticamente de los otros tratamientos. El FT fue mayor en el control que en los

tratamientos, con 2 órdenes de magnitud de diferencia.

En el experimento R, la concentración de cobre en raíz del tratamiento CuR15 superó

más de 2000 veces al control (Tabla 2-J). Para las hojas, la concentración de cobre fue más

de 47 veces mayor que el control (Tabla 2-J). Tanto para las raíces como para las hojas, la

tasa de captación de cobre mostró un incremento con la concentración de cobre aplicada

(Figuras 2-F y 2-G.a). Para las raíces, la tasa de captación fue un tercio de la máxima tasa

obtenida en el experimento H, mientras que para las hojas fue 4 veces mayor. Las plantas

del tratamiento CuR15 tuvieron un FBC mayor que el control pero un FT menor.

Para evaluar los efectos del agregado de cobre con la mezcla de contaminantes en la

concentración de cobre en planta, se compararon los tratamientos CuH15 y CuR15. La

concentración de cobre en raíz en las plantas del medio de cultivo Hoagland (CuH15) fue

1,6 veces mayor (F = 26,02; p < 0,007) que la de las plantas en agua R (CuR15). El FBC

también resultó mayor en una proporción similar (F = 9,35; p < 0,0378). En hoja ocurrió lo

opuesto: la concentración de cobre en plantas del experimento R fue casi 3 veces mayor (F

= 10,17; p < 0,0332) que en las plantas del experimento Hoagland, y por tanto mostraron

un FT mayor en un orden de magnitud (F = 12,57; p < 0,0239).

Eichhornia azurea en suelo

El pH promedio fue de 6,84 ± 0,12 en los distintos tratamientos. La temperatura

ambiente promedio fue de 19,9 ± 6,1 ºC. Las concentraciones reales de cobre en el medio

resultaron ser 100% ± 10% con respecto a las concentraciones nominales. Durante el

ensayo, las plantas del control crecieron aumentando su número de hojas y mostraron

buenas condiciones generales. A partir del día 70, la cantidad de hojas promedio de los

tratamientos tendió a disminuir, mientras que las del control se mantuvo, aumentando hacia

el final del ensayo (Figura 2-H). El daño visual de las hojas se registró a partir del día 7 en

la mayoría de los tratamientos, con picos de 45–50% de hojas dañadas para el control y los

tratamientos Cu T1 y T2, y cerca del 70% para Cu T3 y T4 (Figura 2-I). En esta figura se

observa una evolución similar del daño en todos los casos hasta el día 63

aproximadamente, con un pico menor alrededor del día 24 y otro mayor al día 56. A partir

de allí, el daño tiende a disminuir en el control y los tratamientos Cu T1 y T2, mientras que

147

Figura 2-H. Evolución del número promedio de hojas de E. azurea por tratamiento durante el ensayo de

exposición a cobre en suelo.

Figura 2-I. Evolución del porcentaje de daño foliar (hojas con 50% o más de lámina seca y/o con clorosis) de E. azurea por tratamiento durante el ensayo de exposición a cobre en suelo.

148

en Cu T3 y T4 se mantiene relativamente alto, oscilando entre 40–70%, posiblemente

evidenciando el efecto tóxico de las altas dosis de cobre en las plantas.

El peso seco final de raíz y hoja y la tasa de crecimiento relativo (TCR) del camalote

luego de 103 días de exposición a cobre se muestran en la Tabla 2-K. La biomasa de raíz

en Cu T1 no difirió del control, mientras en los tratamientos de Cu T2, T3 y T4 disminuyó

alrededor del 70%. La biomasa de hoja tendió a disminuir en todos los tratamientos,

aunque estadísticamente sólo se detectaron diferencias en los tratamientos de Cu T3 y T4,

con una reducción importante (> 80%). La TCR mostró un decrecimiento cada vez mayor

con el aumento de la concentración de cobre en los tratamientos. Dado que la tasa de

crecimiento relativo compara el peso seco al final del experimento (ya sea del control o de

los tratamientos) con respecto al peso seco inicial, estos valores indican que las plantas, en

promedio, disminuyeron su crecimiento diariamente durante el experimento. Debido a los

valores de TCR obtenidos en este caso, no fue posible calcular el IC.

Tabla 2-K. Peso seco de raíz y hoja de E. azurea y tasa de crecimiento relativo (TCR) de las plantas luego de 103 días de exposición a cobre agregado a la tierra del bioensayo. Referencias: Cu T0 (control) = sin agregado de cobre; Cu T1 = con agregado de 150 mg Cu/kg; Cu T2 = con agregado de 500 mg Cu/kg; Cu T3 = con agregado de 750 mg Cu/kg; Cu T4 = con agregado de 1700 mg Cu/kg. Valores expresados como promedio de 3 réplicas ± error muestral. Letras diferentes bajo la misma columna indican diferencias significativas (p< 0,05) entre tratamientos.

Tratamientos Raíz (g) Hoja (g) TCR (día-1)

Cu T0 (control) 2,27 ± 0,79 b 2,50 ± 0,34 c -0,0012 ± 0,0004 d

CuT1 2,77 ± 1,19 b 1,95 ± 0,78 c -0,0038 ± 0,0029 cd

CuT2 0,64 ± 0,40 a 1,18 ± 0,79 c -0,0090 ± 0,0058 c

Cu T3 0,67 ± 0,12 a 0,40 ± 0,22 b -0,0194 ± 0,0042 b

Cu T4 0,55 ± 0,12 a 0,11 ± 0,06 a -0,0320 ± 0,0055 a

La Tabla 2-L muestra las concentraciones de cobre en raíz y hoja, el factor de

bioconcentración (FBC) y el factor de translocación (FT). El cobre se acumuló

principalmente en raíz, siendo las concentraciones de cobre en esta parte de la planta 3–

225 veces mayores que en hoja. Las concentraciones de cobre, tanto en raíz como en hoja,

tendieron a incrementar con el aumento de la concentración de metal en suelo. En el caso

de las raíces, se observa en la curva de captación de cobre (Figura 2-J) que la relación entre

la tasa de captación de cobre en raíz y la concentración del metal en suelo se ajustó a una

función lineal creciente (relación funcional: p< 0,01; falta de ajuste: p = 0,162; R2 = 0,99).

Es decir que la capacidad de captación de cobre por raíces en suelo no se saturó para el

149

rango de concentraciones evaluadas (0–1700 mg Cu/kg), llegando a una tasa máxima

promedio de 33,1 mg Cu/kg·día. En el tratamiento Cu T1, el cobre en raíz fue más de 11

veces mayor que el control, en Cu T2 casi 30 veces, en Cu T3 más de 60 veces y en Cu T4

más de 2 órdenes de magnitud mayor que el cobre acumulado en las raíces de las plantas

control (Tabla 2-L). La concentración máxima de cobre acumulado en raíz (3442,7 mg/kg)

fue observada en el tratamiento de mayor concentración (Cu T4, 1700 mg Cu/kg). Por otra

parte, la concentración de cobre en hoja se mantuvo y aumentó a partir del tratamiento Cu

T3 (750 mg Cu/kg). En este caso, la curva de captación de cobre en hoja (Figura 2-K)

muestra que la relación entre la tasa de captación de cobre en hoja y la concentración del

metal en suelo se ajustó a una función polinómica creciente de grado 2 (relación funcional

1º grado: p< 0,01; relación funcional 2º grado: p< 0,01; falta de ajuste: p = 0,53; R2 =

0,94), indicando que la captación de cobre por la hoja tampoco se saturó en el rango de

concentraciones evaluadas (0–1700 mg Cu/kg), llegando a una tasa máxima promedio de

0,98 mg Cu/kg·día. La concentración de cobre en hoja en el tratamiento Cu T3 aumentó

2,5 veces, mientras que en el tratamiento Cu T4 aumentó más del séxtuple con respecto al

control.

Tabla 2-L. Concentraciones de cobre en raíz y hoja, factor de bioconcentración (FBC) y factor de translocación (FT) en E. azurea luego de 103 días de exposición a cobre agregado a la tierra del bioensayo. Referencias: Cu T0 (control) = sin agregado de cobre; Cu T1 = con agregado de 150 mg Cu/kg; Cu T2 = con agregado de 500 mg Cu/kg; Cu T3 = con agregado de 750 mg Cu/kg; Cu T4 = con agregado de 1700 mg Cu/kg. Valores expresados como promedio de 3 réplicas ± error muestral. Letras diferentes bajo la misma columna indican diferencias significativas (p< 0,05) entre tratamientos.

Tratamientos Cu en raíz (mg/kg)

Cu en hoja (mg/kg) FBC FT

Cu T0 (control) 34,2 ± 6,8 a 13,7 ± 6,5 a 1,26 ± 0,11 a 0,396 ± 0,110 c

CuT1 429,9 ± 31,0 b 15,2 ± 0,1 a 2,78 ± 0,90 bc 0,035 ± 0,002 b

CuT2 1171,6 ± 230,4 c 15,4 ± 0,5 a 2,16 ± 0,40 bc 0,013 ± 0,002 a

Cu T3 2134,6 ± 296,8 d 34,7 ± 7,8 b 2,86 ± 0,45 c 0,016 ± 0,002 a

Cu T4 3442,7 ± 403,8 e 106,7 ± 41,6 c 2,00 ± 0,10 ab 0,031 ± 0,008 b

La bioconcentración en los tratamientos fue alrededor del doble del control, excepto

en el caso de Cu T4 que no pudo diferenciarse estadísticamente (Tabla 2-L). La

translocación fue baja en todos los casos, con FT menores a 1 y un orden de magnitud

menor que el control.

150

Figura 2-J. Curva de captación de cobre en raíz de E. azurea en las concentraciones evaluadas en el experimento en suelo (valores observados) luego de 103 días de exposición a cobre. Referencias: la línea punteada y la ecuación con el valor de R2 corresponden a la relación funcional.

Figura 2-K. Curva de captación de cobre en hoja de E. azurea en las concentraciones evaluadas en el experimento en suelo (valores observados) luego de 103 días de exposición a cobre. Referencias: la línea punteada y la ecuación corresponden con el valor de R2 a la relación funcional.

151

Con el objeto de estimar la biomasa de E. azurea necesaria para su aplicación en

fitorremediación, se calculó la curva de captación total (raíz + hoja) de cobre. Se obtuvo

una curva muy similar a la de captación por raíz, ya que este órgano es el más relevante en

la captación total. Se ajustó a una función lineal creciente (relación funcional: p< 0,01;falta

de ajuste: p = 0,27; R2 = 0,99). La captación total de Cu no llegó a saturarse en el rango de

concentraciones ensayadas (0–1700 mg/kg) y alcanzó una tasa máxima promedio de 34,1

mg Cu/kg (Figura 2-L).

Figura 2-L. Curva de captación total de cobre por E. azurea en las concentraciones evaluadas en el experimento en suelo (valores observados) luego de 103 días de exposición a cobre. Referencias: la línea punteada y la ecuación con el valor de R2 corresponden a la relación funcional.

Bioensayos con agregado de cadmio

Eichhornia crassipes en agua

El pH y la temperatura promedio del agua fue de 7,55 ± 0,24 y 22,0 ± 1,9 ºC

respectivamente durante el ensayo. Las concentraciones reales de cadmio en el medio

resultaron ser 100% ± 10% con respecto a las concentraciones nominales. Según los

cálculos del programa de especiación VisualMINTEQ, el total del cadmio agregado se

encontraba disuelto (Tabla 2-M) como ion Cd+2 (57,1–58,0%) y como CdCl2 (23,1–23,5%)

principalmente en todos los tratamientos. El cadmio asociado a materia orgánica fue menor

152

a 3% en todos los tratamientos. En este experimento, tanto las hojas como los pecíolos

mostraron un daño similar al observado en los experimentos con agregado de cobre al

agua: pérdida de turgencia, clorosis y hojas secas. También se observaron las

invaginaciones en los bordes de las hojas, en coincidencia con lo registrado en el

experimento R. La pérdida de turgencia y las invaginaciones se registraron a partir del día

3 en todos los tratamientos. La clorosis y las hojas secas se observaron a partir del mismo

día pero sólo en el tratamiento de CdRT3.

Tabla 2-M. Concentraciones iniciales de cadmio en el experimento en agua y su especiación estimada según el programa VisualMINTEQ.

Tratamientos Cd agregado (mg/L)

Cd disuelto Especie principal

CdRT0 0 100% Cd+2 (58,0%)

CdRT1 1 100% Cd+2 (57,4%)

CdRT2 5 100% Cd+2 (57,9%)

CdRT3 10 100% Cd+2 (57,1%)

El peso seco final de raíz y hoja, la tasa de crecimiento relativo (TCR) y el porcentaje

de inhibición del crecimiento (IC) luego de 7 días de exposición del camalote al cadmio

agregado al agua del Riachuelo se muestran en la Tabla 2-N. La biomasa de raíz en CdRT1

no difirió del control, mientras que en los tratamientos CdRT2 y T3 disminuyó cerca de la

mitad. En contraste, la biomasa de hoja no mostró diferencias significativas con respecto al

control en ningún tratamiento. La TCR tampoco mostró diferencias entre tratamientos y

control, lo cual se refleja en un porcentaje de inhibición del crecimiento negativo (es decir,

no hubo inhibición sino crecimiento).

Tabla 2-N. Peso seco de raíz y hoja de E. crassipes, tasa de crecimiento relativa (TCR) y porcentaje de inhibición del crecimiento (IC) de las plantas luego de 7 días de exposición a cadmio agregado al agua del Riachuelo. Referencias: CdRT0 (control) = sin cadmio agregado; CdRT1 = con agregado de 1 mg Cd/L; CdRT2 = con agregado de 5 mg Cd/L; CdRT3 = con agregado de 10 mg Cd/L. Valores expresados como promedio de 3 réplicas ± error muestral. Letras diferentes bajo la misma columna indican diferencias significativas (p< 0,05) entre tratamientos.

Raíz (g) Hoja (g) TCR (día-1) IC (%)

CdRT0 (control) 3,34 ± 1,09 a 3,50 ± 0,99 a 0,100 ± 0,009 a -

CdRT1 3,70 ± 0,63 a 4,07 ± 0,96 a 0,121 ± 0,007 a -22 ± 4 a

CdRT2 1,72 ± 0,36 b 3,54 ± 0,33 a 0,102 ± 0,019 a -3 ± 12 b

CdRT3 1,42 ± 0,67 b 3,52 ± 0,33 a 0,102 ± 0,018 a -2 ± 12 b

153

La Tabla 2-O muestra las concentraciones de cadmio en raíz y hoja, el factor de

bioconcentración (FBC) y el factor de translocación (FT). El cadmio se acumuló

principalmente en raíz. Las concentraciones de cadmio fueron mucho mayores en raíz que

en hoja, excepto para el control (CdRT0) que tuvo concentraciones similares en ambas

partes. Las concentraciones de cadmio, tanto en raíz como en hoja, tendieron a incrementar

con el aumento de la concentración de metal en agua, aunque el cadmio en raíz pareció

estabilizarse hacia los tratamientos de mayor concentración (CdRT2 y T3, 5 y 10 mg Cd/L

respectivamente). En la Figura 2-M.a se muestra la curva de captación de cadmio en raíz.

La relación entre la tasa de captación de cadmio en raíz y la concentración del metal en

agua se ajustó a una función logarítmica, llegando a una tasa promedio de 248,7 mg

Cd/kg·día. Esto implica que la capacidad de captación de las raíces en agua se satura

aproximadamente a partir de 5 mg Cd/L. Dado que, en este caso, la relación funcional

entre ambas variables no fue lineal, fue necesario reescalar las concentraciones de cadmio

mediante una transformación logarítmica, de manera de poder linealizar la relación y

aplicar así el análisis de regresión lineal (relación funcional: p< 0,01; falta de ajuste: p =

0,15; R2 = 0,95; Figura 2-M.b). En el tratamiento CdRT1, el cadmio en raíz fue más de 420

veces mayor que el control, y casi 3 órdenes de magnitud mayor para los tratamientos

CdRT2 y T3. La concentración máxima (1742,1 mg/kg) fue observada en raíz del

tratamiento CdRT3. En el caso de cadmio en hoja, se muestra la curva de captación en la

Figura 2-N. La relación entre la tasa de captación de cadmio en hoja y la concentración del

metal en agua se ajustó a una función lineal creciente (relación funcional: p< 0,01; falta de

ajuste: p = 0,57; R2 = 0,83), indicando que la concentración de cadmio en hoja no se satura

en el rango de concentraciones estudiadas (0–10 mg Cd/L), llegando a una tasa promedio

máxima de 20,8 mg Cd/kg·día. El tratamiento CdRT1 quintuplicó la concentración del

control, mientras que en el tratamiento CdRT2 el cadmio en hoja fue 33 veces mayor que el

control y casi 2 órdenes de magnitud mayor en el de CdRT3 (Tabla 2-O). La

bioconcentración fue máxima en el tratamiento CdRT1 (FBC = 1233,9) y un poco menor y

similar en los tratamientos CdRT2 y T3, pero aún mayores que el control. La translocación

fue baja, con FT menores a 1. Todos los tratamientos tuvieron menor FT que el control.

154

Tabla 2-O. Concentraciones de cadmio en raíz y hoja, factor de bioconcentración (FBC) y factor de translocación (FT) en E. crassipes luego de 7 días de exposición a cadmio agregado al agua del Riachuelo. Referencias: CdRT0 (control) = sin cadmio agregado; CdRT1 = con agregado de 1 mg Cd/L; CdRT2 = con agregado de 5 mg Cd/L; CdRT3 = con agregado de 10 mg Cd/L. Valores expresados como promedio de 3 réplicas ± error muestral. Letras diferentes bajo la misma columna indican diferencias significativas (p< 0,05) entre tratamientos.

Tratamientos Cd en raíz (mg/kg)

Cd en hoja (mg/kg) FBC FT

CdRT0 (control) 1,77 ± 0,49 a 1,48 ± 0,83 a 25,2 ± 7,0 a 0,826 ± 0,287 a

CdRT1 748,4 ± 136,8 b 9,73 ± 3,02 b 1233,9 ± 333,0 b 0,013 ± 0,003 b

CdRT2 1580,2 ± 358,6 c 51,1 ± 29,2 c 846,3 ± 149,7 c 0,033 ± 0,026 c

CdRT3 1742,1 ± 327,7 c 147,4 ± 95,5 d 774,8 ± 82,5 c 0,084 ± 0,049 d

Figura 2-M.a. Curva de captación de cadmio en raíz de E. crassipes en las concentraciones evaluadas en el experimento en agua del Riachuelo (valores observados) luego de 7 días de exposición a cadmio. Referencias: la línea punteada corresponde a la relación funcional.

155

Figura 2-M.b. Curva de captación reescalada de cadmio en raíz de E. crassipes en las concentraciones evaluadas en el experimento en agua del Riachuelo (valores observados) luego de 7 días de exposición a cadmio. Referencias: la línea punteada y la ecuación con el valor de R2 corresponden a la relación funcional lineal.

Figura 2-N. Curva de captación de cadmio en hoja de E. crassipes en las concentraciones evaluadas en el experimento con agua del Riachuelo (valores observados) luego de 7 días de exposición a cadmio. Referencias: la línea punteada y la ecuación con el valor de R2 corresponden a la relación funcional.

156

Eichhornia azurea en suelo

El pH promedio fue de 6,31 ± 0,24 en los distintos tratamientos. La temperatura

ambiente promedio fue de 25,2 ± 6,5 ºC. Las concentraciones reales de cadmio en el medio

resultaron ser 100% ± 10% con respecto a las concentraciones nominales. Tanto las plantas

del control como las de los tratamientos crecieron aumentando su número de hojas con un

patrón semejante durante todo el ensayo (Figura 2-O) pero sólo las del control mostraron

buenas condiciones generales. Asimismo, se produjeron inflorescencias tanto en los

tratamientos como en el control (a partir de los días 56 y 49 respectivamente). El patrón de

daño foliar fue más errático en este ensayo, aunque el porcentaje máximo de daño fue

mucho menor (aproximadamente el 16% de hojas por tratamiento) (Figura 2-P). El daño

foliar se percibió también a partir del día 7 en todos los casos, alcanzando el pico máximo

alrededor del día 28 (excepto en Cd T3 en cuyo caso se llegó antes, entre los días 7–14). A

partir de este día también se visualizó la pérdida de turgencia en las plantas de los

tratamientos Cd T2, T3 y T4. Luego de este pico, el daño tendió a disminuir en el control y

en Cd T3, mientras que en el resto de los tratamientos se produjo otro pico entre los días

49–56. Hacia el final del ensayo, el daño mostró una tendencia de aumento en todos los

casos, excepto en Cd T4 en el que se mantuvo.

Figura 2-O. Evolución del número promedio de hojas de E. azurea por tratamiento durante el ensayo de exposición a cadmio.

157

Figura 2-P. Evolución del porcentaje de daño foliar (hojas con 50% o más de lámina seca y/o con clorosis) de E. azurea por tratamiento durante el ensayo de exposición a cadmio en suelo.

El peso seco final de raíz y hoja, la tasa de crecimiento relativo (TCR) y el porcentaje

de inhibición del crecimiento (IC) del camalote luego de 79 días de exposición a cadmio se

muestran en la Tabla 2-P. Los pesos secos de raíz y de hoja no mostraron diferencias

significativas. La TCR fue pareja y similar al control en todos los tratamientos. Solamente

se detectó inhibición del crecimiento para el tratamiento Cd T4, con un IC positivo,

mientras que para el resto de los tratamientos este parámetro resultó negativo aunque bajo.

Probablemente esta diferencia se deba a los valores levemente menores de biomasa y TCR

en dicho tratamiento, que al parecer sólo se ve reflejado estadísticamente en el parámetro

IC.

La Tabla 2-Q muestra las concentraciones de cadmio en raíz y hoja, el factor de

bioconcentración (FBC) y el factor de translocación (FT). El cadmio se acumuló

principalmente en raíz, siendo las concentraciones de cadmio en esta parte de la planta 6–

257 veces mayores que en hoja. Las concentraciones de cadmio, tanto en raíz como en

hoja, mostraron una tendencia creciente con el aumento de la concentración de metal en

suelo, aunque este aumento no se distinguió estadísticamente a partir de Cd T2 en raíz. En

la curva de captación de cadmio en raíz (Figura 2-Q.a) se observa que la relación entre la

158

Tabla 2-P. Peso seco de raíz y hoja de E. azurea, tasa de crecimiento relativa (TCR) y porcentaje de inhibición del crecimiento (IC) de las plantas luego de 79 días de exposición a cadmio agregado al suelo del bioensayo. Referencias: Cd T0 (control): sin agregado de cadmio; Cd T1: con agregado de 3 mg Cd/kg; Cd T2: con agregado de 10 mg Cd/kg; Cd T3: con agregado de 25 mg Cd/kg; Cd T4: con agregado de 50 mg Cd/kg. Valores expresados como promedio de 3 réplicas ± error muestral. Letras diferentes bajo la misma columna indican diferencias significativas (p< 0,05) entre tratamientos.

Tratamientos Raíz (g) Hoja (g) TCR (día-1) IC (%)

Cd T0 (control) 7,07 ± 0,61 a 3,76 ± 0,14 a 0,014 ± 0,003 a -

Cd T1 5,60 ± 0,30 a 3,95 ± 0,14 a 0,015 ± 0,003 a -5 ± 6 a

Cd T2 5,40 ± 0,20 a 4,07 ± 0,22 a 0,015 ± 0,004 a -6 ± 9 a

Cd T3 5,62 ± 0,33 a 4,13 ± 0,17 a 0,015 ± 0,003 a -8 ± 8 a

Cd T4 4,77 ± 0,17 a 3,41 ± 0,11 a 0,013 ± 0,002 a 8 ± 6 b

Tabla 2-Q. Concentraciones de cadmio en raíz y hoja, factor de bioconcentración (FBC) y factor de translocación (FT) en E. azurea luego de 79 días de exposición a cadmio agregado al suelo del bioensayo. Referencias: Cd T0 (control): sin agregado de cadmio; Cd T1: con agregado de 3 mg Cd/kg; Cd T2: con agregado de 10 mg Cd/kg; Cd T3: con agregado de 25 mg Cd/kg; Cd T4: con agregado de 50 mg Cd/kg. Valores expresados como promedio de 3 réplicas ± error muestral. Letras diferentes bajo la misma columna indican diferencias significativas (p< 0,05) entre tratamientos.

Tratamientos Cd en raíz (mg/kg)

Cd en hoja (mg/kg) FBC FT

Cd T0 (control) 1,21 ± 0,30 a 0,25 ± 0,04 a 1,62 ± 0,25 a 0,209 ± 0,018 c

Cd T1 24,8 ± 5,4 b 0,81 ± 0,36 b 6,99 ± 0,50 cd 0,033 ± 0,009 b

Cd T2 98,5 ± 20,2 c 1,28 ± 0,43 bc 10,0 ± 5,2 d 0,013 ± 0,002 a

Cd T3 130,1 ± 50,4 c 2,14 ± 1,21 c 5,55 ± 2,01 c 0,016 ± 0,003 a

Cd T4 208,9 ± 79,3 c 3,36 ± 0,77 c 4,14 ± 0,93 b 0,016 ± 0,003 a

tasa de captación de cadmio en raíz y la concentración del metal en suelo se ajustó a una

función logarítmica. En la figura se aprecia que la capacidad de captación de las raíces en

suelo tiende a la saturación (tasa promedio cerca de 2,50 mg Cd/kg·día) hacia los 50 mg

Cd/kg. Dado que, en este caso, la relación funcional entre ambas variables no fue lineal,

fue necesario reescalar las concentraciones de cadmio mediante una transformación

logarítmica, de manera de poder linealizar la relación y aplicar así el análisis de regresión

lineal (relación funcional: p< 0,01; falta de ajuste: p = 0,08; R2 = 0,86; Figura 2-Q.b). La

concentración de cadmio en raíz fue casi 20 veces mayor al control en el tratamiento Cd

T1, 80 veces mayor en Cd T2 y más de dos órdenes de magnitud mayor en Cd T3 y T4

(106 y 171 veces respectivamente). La concentración máxima (208,9 mg/kg) fue observada

159

en raíz del tratamiento Cd T4. En cuanto al cadmio en hoja, se muestra la curva de

Figura 2-Q.a. Curva de captación de cadmio en raíz de E. azurea en las concentraciones evaluadas en el experimento en suelo (valores observados) luego de 79 días de exposición a cadmio. Referencias: la línea punteada corresponde a la relación funcional.

Figura 2-Q.b. Curva de captación reescalada de cadmio en raíz de E. azurea en las concentraciones evaluadas en el experimento en suelo (valores observados) luego de 79 días de exposición a cadmio. Referencias: la línea punteada y la ecuación corresponden a la relación funcional lineal.

160

captación en la Figura 2-R. La relación entre la tasa de captación de cadmio en hoja y la

concentración del metal en suelo se ajustó a una función lineal creciente (relación

funcional: p< 0,01; falta de ajuste: p = 0,30; R2 = 0,92), indicando que la concentración de

cadmio en hoja no se satura en el rango de concentraciones estudiadas (0–50 mg Cd/kg),

llegando a una tasa promedio máxima de 0,033 mg Cd/kg·día. En el tratamiento Cd T1 la

concentración aumentó casi 70%, mientras que en los tratamientos restantes la

concentración aumentó 4, 7 y 12 veces (para Cd T2, T3 y T4 respectivamente) (Tabla 2-

Q). La bioconcentración aumentó hasta alcanzar el pico en el tratamiento Cd T2 superando

al control en un orden de magnitud aproximadamente, para luego disminuir en los restantes

tratamientos. La translocación fue baja en todos los casos, con FT menores a 1. Todos los

tratamientos tuvieron un FT cerca de un orden de magnitud menor que el control.

Figura 2-R. Curva de captación de cadmio en hoja de E. azurea en las concentraciones evaluadas en el experimento en suelo (valores observados) luego de 79 días de exposición a cadmio. Referencias: la línea punteada y la ecuación con el valor de R2 corresponden a la relación funcional.

Con el objeto de estimar la biomasa de E. azurea necesaria para su aplicación en

fitorremediación, se calculó la curva de captación total (raíz + hoja) de cadmio. Se obtuvo

una curva muy similar a la de captación por raíz, ya que este órgano es el más relevante en

la captación total. Se ajustó a una función logarítmica, cercana a una tasa máxima

promedio de 2,5 mg/kg·día (Figura 2-S.a). Dado que, en este caso, la relación funcional

161

entre ambas variables no fue lineal, fue necesario reescalar las concentraciones de cadmio

mediante una transformación logarítmica, de manera de poder linealizar la relación y

aplicar así el análisis de regresión lineal (relación funcional: p< 0,01; falta de ajuste: p =

0,07; R2 = 0,86; Figura 2-S.b).

Figura 2-S.a. Curva de captación total de cadmio por E. azurea en las concentraciones evaluadas en el experimento en suelo (valores observados) luego de 79 días de exposición a cadmio. Referencias: la línea punteada corresponde a la relación funcional.

Figura 2-S.b. Curva de captación total reescalada de cadmio por E. azurea en las concentraciones evaluadas en el experimento en suelo (valores observados) luego de 79 días de exposición a cadmio. Referencias: la línea punteada y la ecuación con el valor de R2 corresponden a la relación funcional lineal.

162

Discusión

Bioensayos con agregado de cobre

Eichhornia crassipes en agua

La tasa de crecimiento relativo y el porcentaje de inhibición del crecimiento de E.

crassipes tuvieron resultados variados con el aumento de exposición al cobre. Las

concentraciones de este metal en raíces y hojas superaron ampliamente el límite de

tolerancia para toxicidad por cobre en brotes u hojas (20 mg Cu/kg peso seco) (Beckett &

Davis, 1977; Burkhead et al., 2009). Esto significa que el nivel de cobre acumulado en las

hojas del camalote reportado en esta experiencia (≥ 60 mg Cu/kg peso seco) normalmente

resulta tóxico para la mayoría de las plantas. En el experimento con medio Hoagland, el

cobre pudo haber tenido un efecto tóxico en el camalote en CuH15, reflejado no sólo en los

síntomas de pérdida de turgencia, clorosis y oscurecimiento de los pecíolos, sino también

en los parámetros de crecimiento (descenso significativo de la TCR y aumento del IC). La

TCR y el IC no cambiaron significativamente en CuH25, pero en este tratamiento las

plantas también pudieron haber sufrido toxicidad por cobre ya que exhibieron clorosis en

hojas y pecíolos durante el experimento así como signos de deshidratación, ambos

síntomas probables del efecto tóxico por exposición a altas dosis de este elemento (Akpor

& Muchie, 2010; Hammad, 2011; Hu et al., 2007). Mahmood et al. (2005) también

informaron que el crecimiento de E. crassipes sometido a efluente textil (2–6 mg Cu/L)

por 96 hs no se vio afectado pero encontraron manchas amarillas con necrosis en sus hojas.

Estos resultados rechazan parcialmente la hipótesis de que el cobre tiene un efecto

negativo sobre el crecimiento de E. crassipes, observable en una menor TCR en las plantas

tratadas que en los controles. Esto ocurrió en un solo tratamiento (CuH15) pero no en el

resto (CuH25 y CuR15), en los que no se observaron diferencias significativas.

Al comparar los experimentos con medio Hoagland (H) y con agua del Riachuelo

(R), se observaron síntomas de daño similares (deshidratación y clorosis). Sin embargo, la

tasa de crecimiento en el tratamiento con agua del Riachuelo fue significativamente

mayorque el registrado para las plantas creciendo en medio Hoagland (CuH15). Otros

estudios también indican que el crecimiento de E. crassipes no se vio afectado por la

presencia de este metal mezclado con otros contaminantes provenientes de distintos tipos

de efluentes industriales (textil, Mahmood et al., 2005; minero, Mishra et al., 2008) o aguas

servidas (aguas servidas municipales con tratamiento secundario, Upadhyay et al., 2007;

163

aguas servidas, Buta et al., 2011). Asimismo, el pH más bajo registrado en medio

Hoagland (4,93) respecto del tratamiento con agua del Riachuelo (7,6) puede estar

favoreciendo un mayor ingreso de cobre a las raíces en el tratamiento de CuH15, lo cual

coincide con lo observado en los valores de cobre en raíz en este tratamiento con respecto

al del Riachuelo (12588,8 mg Cu/kg en Hoagland vs. 7622,5 mg Cu/kg en Riachuelo,

Tabla 2-J). El pH de las aguas del Riachuelo opera como un mecanismo protector

moderando el ingreso de cobre a las raíces del camalote. Según Brun et al. (2001), el pH

de la rizósfera puede ser hasta 2 unidades más ácido que el del entorno, ocasionando que

cantidades mayores de cobre pueden llegar a disolverse y ser incorporadas a la planta en

las zonas cercanas a las raíces. Además, los iones de metales pueden actuar como

generadores de respuestas de defensa que a su vez pueden estimular el crecimiento de las

plantas, particularmente bajo condiciones de estrés (Poschenrieder et al., 2013). Existen

varios mecanismos de detoxificación a través de los cuales ocurre la tolerancia a los

metales pesados. Por ejemplo, los aminoácidos juegan un rol significativo en la quelación

del cobre (Xiong et al., 2006). Es posible que estos mecanismos pudieran accionarse por

encima de cierto umbral de concentración para la toxicidad en cuestión, protegiendo el

metabolismo de crecimiento.

Estos resultados rechazan la hipótesis del efecto negativo del cobre sumado a otros

contaminantes (agua del Riachuelo) sobre el crecimiento de E. crassipes. En este caso, la

TCR en el tratamiento de cobre con agua del Riachuelo resultó mayor que la TCR en el

tratamiento de cobre con Hoagland, contrariamente a lo esperado.

La acumulación del cobre en E. crassipes fue considerablemente alta,

particularmente en las raíces. Las concentraciones de este metal en las raíces del camalote

acuático (> 7600 mg Cu/kg peso seco) superan ampliamente los valores reportados para

esta especie (≤ 2900 mg Cu/kg peso seco), tanto en medios de cultivo sintéticos como en

diferentes tipos de efluentes o aguas contaminadas (Majid & Siddique, 2013; Mishra et al.,

2008; Mokhtar et al., 2011; Sharma et al., 2000; Soltan & Rashed, 2003; Sukumaran, 2013;

Upadhyay et al., 2007) (Tabla 2-R). Sólo hubo tres excepciones: Johnson & Sheehan

(1977), que reportaron un valor mayor, o Sutton & Blackburn (1971) y Nor (1990), que

reportaron un valor comparable. La diferencia principal entre estos ensayos y los estudios

que aparecen en la bibliografía es la duración y las concentraciones de cobre utilizadas.

Aún cuando estos experimentos duraron sólo 7 días (la mitad o un tercio de la duración de

otros trabajos), las concentraciones de cobre en las raíces fueron 4–23 veces mayores que

las informadas para los tratamientos en medios de cultivo sintéticos, o 3–165 veces

164

mayores que las informadas para los tratamientos con aguas contaminadas o efluentes. Es

un resultado llamativo que, a pesar de haber mostrado algunos síntomas de toxicidad, E.

crassipes haya sido capaz de una gran incorporación de cobre en un corto plazo de

exposición a altas concentraciones de este metal.

En la bibliografía local no se han encontrado resultados comparables con los de este

trabajo. Los trabajos realizados con E. crassipes evalúan la remoción de otros metales y en

condiciones diferentes (Cr, Ni y Zn en humedales construidos, Hadad et al., 2006; Maine et

al., 2006, 2007). O bien se han estudiado otras especies con Cu, así como con otros metales

(P. stratiotes, S. intermedia y L. minor, Miretzky et al., 2004; L. gibba y L. minor, Sobrero

et al., 2004; S. herzogii y P. stratiotes, Suñe et al., 2007), Salvinia minima (Casares et al.,

2014 pero dichas especies poseen diferente morfología y fisiología con respecto al

camalote flotante, lo cual dificulta la comparación.

A pesar de que el cobre se acumuló principalmente en raíces, las hojas presentaron

elevados niveles de este metal (≥ 60 mg Cu/kg peso seco) con respecto a otros trabajos

(Soltan & Rashed, 2003; Sukumaran, 2013) (Tabla 2-R). Esto significa que una porción del

metal absorbido por raíces pudo ser translocado a las hojas. Smolyakov (2012) demostró

que los procesos de absorción y translocación se completan en 4 a 8 días. Nor (1990)

mostró que la absorción de cobre por parte de las raíces fue rápida durante las primeras 48

hs del ensayo, mientras que la translocación ocurrió más rápidamente, durante lasprimeras

24 hs. Por lo tanto, se podría afirmar que durante los experimentos tuvieron lugar ambos

Tabla 2-R. Comparación de las concentraciones de cobre en raíces y hojas de E. crassipes obtenidas en esta experiencia con las reportadas en la bibliografía para la misma especie. Referencias: m = mezcla de metales pesados.

Tratamiento (mg Cu/L) Medio de cultivo Duración

(días) Cu en raíces

(mg/kg)

Cu en hojas o parte aérea

(mg/kg) Referencia

10 Hoagland 49 52600 29000 Johnson & Sheehan, 1977

25 Hoagland 7 23387,2 59,5 Este trabajo

16 Hoagland 7 14801 132 Sutton & Blackburn, 1971

15 Hoagland 7 12588,8 60,3 Este trabajo

10 Agua 10 8550 330 Nor, 1990

15 Agua del Riachuelo

7 7622,5 179,6 Este trabajo

10m Agua 7 2900 700 Soltan & Rashed, 2003

2,5–4,9 Agua residual de tintura textil 12 2269 286 Sharma et al., 2000

165

6 Agua 18 1190–1265 138–147 Majid & Siddique, 2013

5,5 Agua 5 997,5 115,5 Mokhtar et al., 2011

0,11 Agua servida con tratamiento secundario

20 570 340 Upadhyay et al., 2007

0,15 Efluente minero 21 470 440 Mishra et al., 2008

0,03 Agua servida 4 142 68 Soltan & Rashed, 2003

0,01 Agua del Nilo 10 141 53 Soltan & Rashed, 2003

0,096 Efluente de esponja de titanio 15 46 69 Sukumaran, 2013

procesos. Los estudios previos muestran valores de acumulación de cobre en hojas que al

menos duplican los observados en esta experiencia en medios sintéticos (> 130 mg Cu/kg

peso seco) (Tabla 2-R). Al comparar aguas contaminadas y efluentes, los valores de esta

experiencia (60–180 mg Cu/kg peso seco) superan algunos de los existentes (< 70 mg

Cu/kg peso seco) (Soltan & Rashed, 2003; Sukumaran, 2013) pero están por debajo de la

mayoría (> 280 mg Cu/kg peso seco). El cobre produce especies reactivas de oxígeno que

causan la destrucción peroxidativa de las biomembranas y daño celular (Freedman et al.,

1989). Por tanto, éste y otros metales son excluidos de la parte aérea vía acumulación en la

raíz, probablemente para proteger el sistema fotosintético en las células foliares, el cual es

extremadamente sensible a metales pesados (Küpper et al., 2000) debido a la falta de

mecanismos de hipertolerancia (Chardonnens et al., 1999).

Estos resultados apoyan la hipótesis propuesta de que las altas concentraciones de

cobre en el medio de cultivo, en este caso tanto Hoagland como agua del Riachuelo,

favorecen una mayor absorción en las plantas tratadas que en los controles. Esto se observó

tanto en la acumulación de cobre en raíces como en hojas de E. crassipes.

El daño observado por posible efecto fitotóxico del cobre en la planta fue

relativamente menor, acentuándose sólo hacia el final del experimento. Esto puede deberse

a distintos mecanismos de adaptación presentes en plantas de alta tolerancia a la presencia

de factores de stress en el ambiente. La dinámica de incorporación de metal se divide en

dos períodos: una rápida incorporación del metal durante el primer día y una incorporación

más lenta posteriormente (Smolyakov, 2012). Para los metales pesados cuya especiación

ocurre como cationes en el ambiente acuático (Van Leeuwen et al., 2005), se ha reportado

la inmovilización apoplástica por polímeros de la pared celular cargados negativamente

como el mecanismo que explica la mayor parte de la capacidad de remoción exhibida por

macrófitas acuáticas (Dalla Vecchia et al., 2005). Las plantas también pueden aumentar la

166

incorporación de Ca, K, Mg y P como una estrategia de detoxificación, dado que un

cambio en las reservas de vacuolas y apoplastos, donde se depositan la mayoría de los

elementos tóxicos absorbidos, podría inducir la incorporación de estos nutrientes para

formar agregados con los elementos tóxicos y luego fijar los agregados a la pared celular.

Otro mecanismo de defensa posible incluye la regulación del influjo iónico (estimulación

de la actividad transportadora a bajo suministro de iones intracelulares, e inhibición a altas

concentraciones), extrusión de iones intracelulares de vuelta a la solución externa (Haque

et al., 2009), especies químicas de iones tóxicos, interacciones iónicas quelante-metal y

fosfato-metal en soluciones con nutrientes, e interacciones in-planta (Verkleij et al., 2009).

Eichhornia azurea en suelo

El crecimiento y las condiciones generales de salud de las plantas fueron buenos

durante el primer tercio del ensayo (35 días). Pasada la mitad del ensayo (día 56),

comenzaron a evidenciarse los efectos fitotóxicos del cobre en las plantas tratadas con las

concentraciones mayores a 750 mg Cu/kg (Cu T3 y T4). En términos visuales, esto

significó una reducción en el número promedio de hojas por tratamiento y un aumento en

el número promedio de hojas dañadas. Asimismo, la tasa de crecimiento relativo de E.

azurea mostró una reducción significativa con el aumento de la concentración de cobre en

los tratamientos, a partir de la dosis de Cu T2 (> 500 mg Cu/kg), coherentemente con los

signos de fitotoxicidad observados. No se han encontrado en la bibliografía trabajos

similares con esta especie hasta el momento. En otras especies de plantas palustres,

síntomas de toxicidad como clorosis y necrosis también fueron visibles en Elodea

nuttalliien un experimento de 21 días cultivada en sedimentos contaminados con agregado

de cobre (614 mg/kg) y adición de ácidos húmicos (Wang et al., 2010). En este

experimento también se reportó que el factor de crecimiento de E. nuttallii disminuyó con

los tratamientos de Cu ≥ 414 mg/kg y ácidos húmicos agregados. En otro experimento, las

hojas de orégano (Origanum vulgare subsp. hirtum) mostraron clorosis y reducción de

tamaño, así como alteraciones estructurales relacionadas a la pérdida de clorofila y

contenido de agua foliar al ser sometida a distintas concentraciones de cobre en suelos

contaminados (13–24,5 µM Cu/g = 826–1556,75 mg Cu/kg) (Panou-Filotheou et al.,

2001). Otra especie palustre (Alternanthera philoxeroides), sin embargo, mostró signos de

toxicidad al ser expuesta a concentraciones de cobre y tiempos de exposición menores que

los utilizados en esta experiencia. En su caso se observaron síntomas de necrosis en raíz y

tallo y pérdida de clorofila al haber sido sometida a una concentración máxima de 10 mg

167

Cu/kg durante 3 semanas (Naqvi & Rizvi, 2000). Síntomas de toxicidad similares en hoja

se reportaron para Prunus cerasifera expuesta a 100 µM Cu (6,35 mg Cu/L) por 10 días.

En este caso, las hojas adultas se tornaron marrones y le siguieron procesos de senescencia

y necrosis (Lombardi & Sebastiani, 2005).

Los resultados obtenidos para E. azurea respaldan parcialmente la hipótesis

propuesta de que las altas concentraciones de cobre tienen un efecto negativo sobre su

crecimiento, ya que se observó una menor TCR en todos los tratamientos con respecto al

control (excepto T1, en el que esta diferencia no pudo ser definida estadísticamente).

Incluso también sucedió que a mayor concentración de cobre, mayor fue el efecto

negativo, es decir, menor resultó la TCR. Debería repetirse el experimento con mayor

cantidad de réplicas para aumentar la potencia del análisis estadístico y poder despejar la

duda en el tratamiento T1.

La acumulación del cobre en E. azurea fue importante particularmente en las raíces

(400–3500 mg Cu/kg peso seco), superando varios de los valores reportados para otras

especies palustres y de interés económico (< 250 mg Cu/kg peso seco), tanto en suelos

contaminados como en sustratos con agregado de cobre (Mahmood et al., 2012; Naqvi &

Rizvi, 2000; Sutrisno Sa‘ad et al., 2011; Wang et al., 2010; Yizong et al., 2009) (Tabla 2-

S). También se han informado valores de cobre en raíces en el orden de magnitud de los

obtenidos en esta experiencia (An, 2006; Brun et al., 2001; Naqvi & Rizvi, 2000; Orroño

& Lavado, 2009; Sinha, 1999). Sólo se halló un caso que superó la concentración máxima

aquí obtenida (> 6000 mg Cu/kg peso seco, Khilji & Bareen, 2008). Además del trabajo de

Orroño & Lavado (2009) con la especie ornamental Pelargonium hortorum, localmente no

se han encontrado otros experimentos que investiguen el efecto del cobre en plantas

palustres o terrestres. Se han hecho mediciones la concentración de cobre y otros metales

pesados en ejemplares palustres recolectados en ambientes contaminados (Stuckenia

filiformis, Harguinteguy et al., 2014), pero los valores reportados fueron mínimos en

comparación con los obtenidos en este trabajo (M. aquaticum: 5,3–8,2 mg Cu/kg y S.

filiformis: 5,14–19,72 mg Cu/kg). En ambos casos, los valores de cobre en el medio

también fueron mucho menores que los aquí ensayados (en el orden de 5 mg Cu/kg en el

caso de M. aquaticum y 8,34–17,9 mg Cu/kg en el caso de S. filiformis).

Cabe destacar que en el ensayo con E. azurea se aplicaron concentraciones de cobre

muy altas (150–1700 mg Cu/kg), más altas que en muchos estudios previos (< 1300 mg

Cu/kg) (Tabla 2-S) y que en suelos y sedimentos contaminados (< 550 mg Cu/kg) (Bain et

al., 2012; Chen et al., 2012; Ganeshamurthy et al., 2008; Girotto et al., 2014; Hernández-

168

García et al., 2008; Mackie et al., 2013; Montalvo et al., 2014; Römkens et al., 1999). Es

por tanto remarcable la capacidad de esta especie de incorporar grandes cantidades de

cobre de un entorno altamente tóxico, mostrando gran resistencia dado que se vio afectada

en su crecimiento y toxicidad sólo hacia el final de un ensayo de exposición a largo plazo.

En relación a la incorporación de metales del medio en un sustrato sólido, la

biodisponibilidad de los mismos está afectada por numerosos factores, como la capacidad

de intercambio catiónico, el pH, cantidades excesivas de fertilizantes y quelantes (Wang et

al., 2010), materia orgánica, carbono orgánico disuelto, contenido de arcilla (Römkens et

al., 1999), así como las propiedades del suelo que determinan la movilidad química, por

ejemplo la capacidad del metal de dejar la fase sólida del suelo e ingresar en la fase soluble

(Brun et al., 2001). En particular, la incorporación y la toxicidad del cobre están

íntimamente relacionadas a la especiación en la fase soluble del suelo. En especial, los

iones metálicos ―libres‖ son considerados una de las especies más importantes que pueden

ser incorporadas por plantas y otros organismos. Römkens et al. (1999) compararon la

actividad del cobre en suelos con y sin plantas, y observaron que la presencia de las plantas

influye directamente en las condiciones químicas del suelo. El crecimiento de la raíz causa

un aumento en el contenido de materia orgánica del suelo, el cual estimula el crecimiento

bacteriano y contribuye a la capacidad de intercambio catiónico. Asimismo, los exudados

de la raíz pueden promover o reducir la incorporación de metales traza. Las plantas pueden

alterar la movilidad química y, en consecuencia, la biodisponibilidad de los metales en el

entorno de la raíz, es decir, en la rizósfera (Hinsinger, 1998). Por ejemplo, el pH de la

rizósfera puede ser más ácido que el del suelo (hasta 2 unidades), y por ende cantidades

mayores de cobre pueden llegar a disolverse y ser incorporadas a la planta en las zonas

cercanas a las raíces. Las raíces también pueden liberar compuestos orgánicos solubles en

la rizósfera los cuales son capaces de complejar el cobre y así incrementar el potencial de

incorporación de la planta (Brun et al., 2001). La incorporación de nutrientes (por ejemplo

NO3- o Ca2+) por parte de las plantas también afecta el pH de la rizósfera, el cual genera

cambios en la solubilidad y especiación de los metales traza en el suelo.

La acumulación de cobre en las hojas de E. azurea fue mucho menor que en las raíces,

similar a lo ocurrido con E. crassipes en agua. A pesar del tiempo de exposición

transcurrido, las concentraciones de cobre en hoja no superaron los 110 mg Cu/kg peso

seco. En la bibliografía se han registrado valores comparables en otras especies (10–115

mg Cu/kg peso seco; Brun et al., 2001; Naqvi & Rizvi, 2000; Sinha, 1999; Wang et al.,

2010; Yizong et al., 2009), aunque en tiempos de exposición menores (21–56 días) (Tabla

169

2-S). Para tiempos de exposición similares a los de esta experiencia, se reportaron valores

de concentración mayores (110–4500 mg Cu/kg peso seco; An, 2006; Khilji & Bareen,

2008; Sutrisno Sa‘ad et al., 2011).

Los datos obtenidos en esta especie rechazan parcialmente la hipótesis de que las altas

concentraciones de cobre en el medio de cultivo, en este caso el suelo, favorece la mayor

absorción de metal por parte de la planta. Esto se cumple para la acumulación de cobre en

raíces de E. azurea tratadas, en donde se observan concentraciones crecientes de cobre en

raíz a medida que aumenta el cobre en el medio. Pero no ocurre para la acumulación de

cobre en hoja, en donde esta concentración aumenta a partir del tratamiento T3 (750 mg

Cu/kg).

Tabla 2-S. Comparación de las concentraciones de cobre en raíces y hojas de E. azurea obtenidas en esta experiencia con las reportadas en la bibliografía. Referencias: m = mezcla de metales pesados; t = cobre total.

Especie Tratamiento (mg Cu/kg) Sustrato Duración

(días)

Cu en raíces

(mg/kg)

Cu en hojas o parte aérea

(mg/kg) Referencia

Hydrocotyle umbellata 82,5m Barros de

curtiembre 90 6660 4488 Khilji & Bareen, 2008

Triticum aestivum 1280 Tierra 5 3500 875 An, 2006

E. azurea 1700 Tierra 103 3442,7 106,7 Este trabajo

E. azurea 750 Tierra 103 2134,6 34,7 Este trabajo Alternanthera philoxeroides 10 Arena 21 1775 73,8 Naqvi &

Rizvi, 2000 E. azurea 500 Tierra 103 1171,6 15,4 Este trabajo

Zea mays 251 Tierra contaminada 35 584 10,8 Brun et al.,

2001 Bacopa monnieri 10,17 Tierra 56 517,2 113,7 Sinha, 1999 Alternanthera philoxeroides 10 Humus o arcilla 21 231,9–

235,5 10,9–13,5 Naqvi & Rizvi, 2000

Pelargonium hortorum 500 Tierra 90 466,1 13,9

Orroño & Lavado, 2009

E. azurea 150 Tierra 103 429,9 15,2 Este trabajo

Elodea nuttallii 614 Tierra + ácidos húmicos agregados

21 99 83 Wang et al., 2010

Oryza sativa 100 Tierra 56 90 35 Yizong et al., 2009

Rhynchosphora corynbosa 31,38 Tierra

contaminada 90 31,68 139,11 Sutrisno Sa‘ad et al., 2011

Borreria laevis 31,38 Tierra contaminada 90 7,52 190,61

Sutrisno Sa‘ad et al., 2011

E. crassipes 100 Tierra 10 3,38t Mahmood et al., 2012

170

Comparación de la capacidad de tolerancia y absorción de cobre en E. crassipes y

E. azurea

El camalote flotante (E. crassipes) y el camalote arraigado (E. azurea) fueron capaces

de tolerar y acumular grandes concentraciones de cobre en su biomasa, mayormente en las

raíces. En ambas especies se apreciaron los efectos del cobre, tanto en la disminución del

crecimiento como en la aparición de signos de fitotoxicidad. Sin embargo, en el camalote

arraigado el impacto sobre la tasa de crecimiento relativo fue mucho mayor. No obstante,

el efecto del cobre en las plantas no influyó sobre su capacidad de acumulación, ya que

ésta aumentó con las dosis de cobre agregadas. Las curvas de captación de cobre por raíces

de ambas especies (Figuras 2-F para E. crassipes y 2-J para E. azurea) mostraron una

tendencia de incremento lineal con el aumento de cobre en los tratamientos, sin llegar a

saturar su capacidad de incorporación. En las hojas, en cambio, se observó un

comportamiento distinto en cada especie: las hojas del camalote flotante parecieron

alcanzar su máxima tasa de captación (cerca de 6 mg Cu/kg·día) a partir de 15 mg Cu/L

(medio Hoagland), mientras que las hojas del camalote arraigado aumentaron

exponencialmente su tasa de captación en el rango de concentraciones estudiadas. En la

bibliografía se encontraron sólo dos casos con especies terrestres. Singh & Agrawal (2007)

reportaron valores en el orden de los observados para el camalote flotante en el medio

Hoagland (1088,4–3338,3 mg Cu/kg·día) para Beta vulgaris cultivada por 45 días en suelo

con agregado de barros de tratamiento de efluentes domésticos con contenidos de cobre de

111,1 y 202,6 mg/kg. Orroño & Lavado (2009), en cambio, obtuvieron valores de

captación cercanos a cero, tanto para raíces como para hojas de Pelargonium hortorum

cultivada en suelo con agregado de 250 y 500 mg Cu/kg por 120 días.

Considerando los parámetros de crecimiento y acumulación estudiados, y los

síntomas de fitotoxicidad observados, ambas especies mostraron un buen desempeño. El

camalote flotante mostró mayor tolerancia y capacidad de acumulación y translocación de

cobre en menor tiempo de exposición que el camalote arraigado en las condiciones

ensayadas, así como mayores tasas de acumulación de cobre, tanto en raíz como en hoja.

Ambas especies se consideran adecuadas para la aplicación en fitorremediación de aguas y

suelos contaminados en un amplio rango de concentraciones de cobre (0–25 mg Cu/L en

agua y 0–1700 mg Cu/kg en suelo).

171

Estimaciones para la aplicación de E. azurea en fitorremediación de cobre

La máxima concentración de cobre recopilada de la bibliografía para los suelos de

cuencas urbanas y periurbanas de llanura sujetas a contaminación mixta (cuenca Matanza-

Riachuelo, cuenca del Rio Reconquista, cuenca del Río Luján), así como el frente estuarial

del Río de la Plata donde éstas desembocan, equivale a 1,6 veces el nivel guía de cobre en

suelo, según lo establecido por la Ley Nacional 24051 de Residuos Peligrosos (Decreto

Reglamentario 831/93, Anexo II, Tabla 9, uso agrícola) (Tabla 2-T).

Para reducir el nivel de cobre en suelo por debajo del nivel guía mencionado a través

de la utilización del camalote arraigado E. azurea, se debe considerar la carga

contaminante total referida a un volumen de suelo. En una superficie de 1 m2, con el

metaldistribuido en los primeros 10 cm de suelo (Shahid et al., 2011), se tiene un

volumende 0,01 m3 de suelo. Esto equivale a 12 kg de suelo, tomando como referencia

unadensidad promediode 1200 kg/m3 (Shahid et al., 2011).Si este suelo contiene una

concentración de237,59 mg Cu/kg (Tabla 2-T), entonces su carga contaminante equivale a

2851 mg Cu.Considerando un nivel máximo permitido de 150 mg Cu/kg (Tabla 2-T), la

misma cantidadde suelo podría contener un máximo de 1800 mg Cu, por lo que sería

necesario remover, almenos, 1051 mg Cu.

Tabla 2-T. Nivel máximo de cobre en suelo de cuencas urbanas y periurbanas de llanura sujetas a contaminación mixta en relación al nivel guía de calidad de suelo establecido por la Ley Nacional 24051 de Residuos Peligrosos (Decreto Reglamentario 831/93, Anexo II, Tabla 9, uso agrícola). Referencias: ppm = mg/kg.

Sustrato Cu (ppm) Referencia

Suelo 22,35–237,59 Mendoza et al., 2015

Suelo 150 Ley Nacional 24051

Para utilizar el camalote arraigado, se debe considerar la tasa de captación total

correspondiente a la concentración de cobre en el suelo contaminado mencionada

previamente (237,59 mg Cu/kg). En base a la ecuación de la curva de captación total de

cobre estimada por regresión en la sección de Resultados (Figura 2-L):

172

donde TCCu se refiere a la tasa de captación total de cobre por E. azurea y [Cu]suelo se

refiere a la concentración de cobre en el suelo (mg/kg), la tasa de captación para 237,59 mg

Cu/kg de suelo es 5,2 mg Cu/kg biomasa seca·día.

Con estos datos, se puede estimar la biomasa de E. azurea necesaria para remover

1051 mg Cu de 1 m2 con 10 cm de profundidad de suelo contaminado en un período de 3

meses (semejante a la duración del ensayo). Para esta situación, se puede considerar la

siguiente ecuación:

dondeQCu se refiere a la cantidad de cobre removido por superficie (1051 mg Cu/m2 en

este caso), d se refiere a la densidad de E. azurea (kg biomasa seca/m2), TC se refiere a la

tasa de captación total de cobre por E. azurea (en este caso, 5,2 mg Cu/kg biomasa seca·día

para 237,59 mg Cu/kg de suelo) y t se refiere a la duración de la remoción (90 días en este

caso). De esta ecuación se obtiene un valor de 2,2 kg/m2 de biomasa seca de E. azurea.

Esto equivale aproximadamente a 26,7 kg de biomasa fresca (según la relación peso

fresco/peso seco para plantas adultas de 5–7 hojas estimada en los bioensayos). Por tanto,

se necesitarían 126 plantas adultas (5–7 hojas) de E. azurea para reducir 1051 mg Cu en 1

m2 de suelo con 10 cm de profundidad de suelo contaminado durante 3 meses por debajo

del nivel guía de calidad de suelo según la Ley 24051. Dado que se han registrado valores

de 65–130 plantas/m2 para el género Eichhornia en ambientes naturales de la provincia de

Buenos Aires (Hernández et al., 2015), la cantidad de plantas estimadas resulta factible de

aplicar en un ensayo a campo.

Bioensayos con agregado de cadmio

Eichhornia crassipes en agua

El crecimiento del camalote en este ensayo no se vio afectado por la exposición al

cadmio. La tasa de crecimiento relativo fue similar al control en todos los tratamientos, es

decir, se mantuvo estable con el aumento de la dosis de cadmio (0–10 mg Cd/L). Incluso el

porcentaje de inhibición del crecimiento mostró lo opuesto, es decir, cierta estimulación,

en particular en CdRT1. La biomasa de hoja también se mantuvo constante, y la

disminución en la biomasa de raíz en CdRT2 y T3 no impactó en los parámetros de

crecimiento de manera desfavorable. Esto concuerda con lo observado en otros ensayos

173

con esta especie en aguas contaminadas (El-Leboudy et al., 2008) o en medio sintético

(con mezcla de contaminantes, Hasan et al., 2007; Lu et al., 2004) en tiempos menores o

similares de exposición, o bien en tiempos mayores (15–25 días) (Maine et al., 2001;

Mishra & Tripathi, 2008; Muramoto & Oki, 1983; Sanitá di Toppi et al., 2007; Swain et

al., 2014), aunque siempre con dosis menores o iguales a 2 mg Cd/L. En muchos casos

incluso se observó un aumento del crecimiento. Unos pocos casos registraron reducción

del crecimiento en condiciones similares (Delgado et al., 1993; Smolyakov, 2012) o en

tiempos de exposición mayores (42–50 días) (Kay et al., 1984; Narain et al., 2011). Al

ensayar con dosis mayores a 2 mg Cd/L (hasta 75 mg Cd/L en 8–16 días), se registró una

disminución en los parámetros de crecimiento (Borker et al., 2013; Hasan et al., 2007; Lu

et al., 2004; Muramoto & Oki, 1983).

A pesar de que el crecimiento no tuvo mayores cambios, los efectos de toxicidad del

cadmio se evidenciaron en los síntomas de clorosis, deshidratación y color marrón en hojas

y pecíolos en todos los tratamientos a partir de la mitad del ensayo (día 3), similar a lo

registrado en esta misma especie en los experimentos de exposición a cobre. Los síntomas

más frecuentes de toxicidad por cadmio incluyen inhibición y anormalidades en el

crecimiento general, reducción en la elongación de brotes y raíces, enrollamiento de hojas

y clorosis (Tran & Popova, 2013). En concordancia con lo hallado en esta experiencia,

otros autores reportaron síntomas de clorosis luego de 2–4 (Hasan et al., 2007; Soltan

&Rashed, 2003) o 10 días de exposición (Kay et al., 1984) en el mismo rango de

concentraciones que en esta experiencia en el medio de cultivo. Asimismo, también se

registró daño en hojas y pecíolos (> 1 mg Cd/L, O'Keeffe et al., 1984), necrosis (2,5–5 mg

Cd/L, Delgado et al., 1993) y parches marrones rojizos en hojas y tallos poco desarrollados

(0,5 mg Cd/L, Davis et al., 1978). Rivero et al. (2009) reportaron menores niveles de

clorofila en hojas maduras con respecto a las jóvenes luego de 10 días de exposición a

0,05–5 mg Cd/L. Varios autores manifiestan haber llegado al umbral de toxicidad por

síntomas: 0,5 (Davis et al., 1978; Kay et al., 1984) a 1 mg Cd/L (Hasan et al., 2007;

O'Keeffe et al., 1984; Soltan & Rashed, 2003) en el medio de cultivo. Beckett & Davis

(1977) calcularon una acumulación de 6–9,5 mg Cd/kg peso seco como límite de tolerancia

de cadmio en brotes u hojas, rango similar al expresado por White & Brown (2010) (5–10

mg Cd/kg peso seco). Davis et al., 1978 informaron 15 mg Cd/kg peso seco como el nivel

crítico superior, es decir, la concentración mínima en tejidos en crecimiento activo de una

planta al cual la cosecha se ve reducida. Si bien los signos fitotóxicos fueron visibles en

todos los tratamientos (es decir, a partir de la aplicación de 1 mg Cd/L), las

174

concentraciones de cadmio aquí obtenidas, tanto en raíces como en hojas, superaron

ampliamente este límite (9–1750 mg Cd/kg peso seco). Esto implica que el camalote fue

capaz, no sólo de tolerar el límite de toxicidad estimado para la exposición a cadmio (un

metal pesado no esencial), sino también de crecer y absorber metal en estas condiciones.

Con los resultados aquí obtenidos, se rechaza la hipótesis del efecto negativo de las

altas concentraciones de cadmio sobre el crecimiento de E. crassipes, ya que, en este caso,

no se registraron diferencias significativas entre la TCR de las plantas tratadas y las plantas

control.

La acumulación del cadmio en E. crassipes fue importante, en especial en las raíces.

Las concentraciones de cadmio obtenidas en este ensayo en las raíces tratadas (740–1750

mg Cd/kg peso seco) superan gran parte de los valores informados para esta especie (< 710

mg Cd/kg peso seco), tanto en medios de cultivo sintéticos como en aguas contaminadas

(Aisien et al., 2010; Borker et al., 2013; Buta et al., 2011; Chigbo et al., 1982; El-Leboudy

et al., 2008; Hasan et al., 2007; Mazen & El Maghraby, 1997; Mishra & Tripathi, 2008;

Smolyakov, 2012; Soltan & Rashed, 2003; Sukumaran, 2013; Swain et al., 2014;

Upadhyay et al., 2007; Wolverton & McDonald, 1978) (Tabla 2-U), en la mayoría de los

casos en tiempos de exposición similares pero con dosis menores o iguales a 1 mg Cd/L.

También se documentaron algunos valores en el orden de los obtenidos (757–1600 mg

Cd/kg peso seco) (Hasan et al., 2007; Kay et al., 1984; Maine et al., 2001; Muramoto &

Tabla 2-U. Comparación de las concentraciones de cadmio en raíces y hojas de E. crassipes obtenidas en esta experiencia con las reportadas en la bibliografía para la misma especie. Referencias: m = mezcla de metales pesados; t = cadmio total.

Tratamiento (mg Cd/L) Medio de cultivo Duración

(días) Cd en raíces

(mg/kg)

Cd en hojas o parte aérea

(mg/kg)

Referencia

8 Agua 8 7530 1806 Muramoto & Oki, 1983

5 Hoagland 21–42 5776–6507 229–431 Kay et al., 1984

4 Agua 8 2810 690 Muramoto & Oki, 1983

4 Agua 8 2044 113,2 Lu et al., 2004

6 Hoagland 6–8 1900–2117 790–900 Hasan et al., 2007

4 Hoagland 6–8 1590–2000 700–940 Hasan et al., 2007

10 Agua del Riachuelo

7 1742,1 147,4 Este trabajo

5 Agua del Riachuelo

7 1580,2 51,1 Este trabajo

1 Agua 8 1570 225 Muramoto & Oki, 1983

1 Hoagland 21–42 1258–1311 57–94 Kay et al., 1984

175

Tratamiento (mg Cd/L) Medio de cultivo Duración

(días) Cd en raíces

(mg/kg)

Cd en hojas o parte aérea

(mg/kg)

Referencia

1m Agua 8 1190 157 Muramoto & Oki, 1983

11,2 Agua 21 1164,75 161,10 Sanitá di Toppi et al., 2007

1 Agua de lago 21 757t Maine et al., 2001

1 Agua del Riachuelo

7 748,4 9,73 Este trabajo

1 Agua de pozo 7 590–710 111–180 Aisien et al., 2010

15 Agua de río 10 700 350 Mazen & El Maghraby, 1997

10m Agua 7 635 485 Soltan & Rashed, 2003

5m Agua 8 630 95 Soltan & Rashed, 2003

1m Agua 10 615 30 Soltan & Rashed, 2003

0,09 Aguas servidas con tratamiento secundario

20 550 320 Upadhyay et al., 2007

1 Hoagland 6–8 401–491 103,6–148,6 Hasan et al., 2007

1–5 Agua 15 175–310t Mishra & Tripathi, 2008

0,60 Agua servida 84 280,85 280,85 Buta et al., 2011

0,81 Agua 25 230,39 19,16 Swain et al., 2014

0,05 Agua natural 8 56–270 18–70 Smolyakov, 2012

0,01–0,1 Agua de río 1 39,1–281 6,1 Wolverton & McDonald, 1978

0,25 Efluente de esponja de titanio 15 24 15 Sukumaran, 2013

1,25 Aguas servidas tratadas 5–14 5,66–8,40 4,04–5,24 El-Leboudy et al., 2008

10m Agua 2 - 574 Chigbo et al., 1982

25–75 Agua 12 - 141,88–402,56 Borker et al., 2013

Oki, 1983; Sanitá di Toppi et al., 2007) u otros mayores (> 1900 mg Cd/kg) (Hasan et al.,

2007; Kay et al., 1984; Lu et al., 2004; Muramoto & Oki, 1983). Fue, por tanto, muy

satisfactorio el desempeño de E. crassipes en la incorporación de cadmio (un metal pesado

no esencial) del agua contaminada con el agregado de dosis (1–10 mg Cd/L) superiores al

umbral de tolerancia de toxicidad en plantas (1 mg Cd/L).

Al revisar los trabajos locales, la única experiencia comparable que se encontró fue

el de Maine et al. (2001), incluido en la Tabla 2-U. Al igual que se mencionó en la

discusión del ensayo de E. crassipes con cobre, también se estudió la especie pero con

otros metales (Hadad et al., 2006; Maine et al., 2006, 2007, 2009), En otros casos, se

estudió el cadmio y otros metales pero en especies distintas (S. herzogii y P. stratiotes,

176

Suñe et al., 2007) que, como también se mencionó, no resultan enteramente comparables

por sus diferencias morfológicas y fisiológicas.

El cadmio acumulado en hoja no fue tan alto como en raíces, pero mostró cifras

considerables (9,5–150 mg Cd/kg peso seco). En la mayor parte de la bibliografía se

registraron valores mayores (> 220 mg Cd/kg peso seco) (Borker et al., 2013; Buta et al.,

2011; Chigbo et al., 1982; Hasan et al., 2007; Kay et al., 1984; Mazen & El Maghraby,

1997; Muramoto & Oki, 1983; Soltan & Rashed, 2003; Upadhyay et al., 2007) o en el

orden (15–180 mg Cd/kg peso seco) de los obtenidos en este ensayo (Aisien et al., 2010;

Hasan et al., 2007; Kay et al., 1984; Lu et al., 2004; Muramoto & Oki, 1983; Smolyakov,

2012; Soltan & Rashed, 2003; Sukumaran, 2013; Swain et al., 2014) (Tabla 2-U). Si bien

el cadmio es propenso a acumularse en otros tejidos que no sean la raíz, normalmente hay

más cadmio en las raíces que en las hojas (Benavides et al., 2005; Clemens, 2006;

Siedlecka, 1995), e incluso menos en frutos y semillas (Benavides et al., 2005; Rodríguez-

Serrano et al., 2008). Además, como se mencionó anteriormente para E. crassipes en el

ensayo con agregado de cobre, es posible que el camalote no haya sido capaz de translocar

grandes cantidades de cadmio hacia las hojas como una estrategia de exclusión para la

protección del aparato fotosintético (Benavides et al., 2005; Gallego et al., 2012; Kirkham,

2006; Tran & Popova, 2013). El cadmio inhibe la fotosíntesis disminuyendo la

transcripción de genes relacionados (Gallego et al., 2012), inactiva enzimas involucradas

en la fijación de CO2 (Gallego et al., 2012; Rodríguez-Serrano et al., 2008; Tran & Popova,

2013) y produce daños en el aparato fotosintético, en particular el complejo de cosecha de

luz II y los fotosistemas II y I (Sanitá di Toppi & Gabbrielli, 1999). Un gran número de

estudios ha demostrado que los sitios primarios de acción del cadmio son los pigmentos

fotosintéticos, especialmente la biosíntesis de clorofila (Rodríguez-Serrano et al., 2008;

Tran & Popova, 2013) y los carotenoides (Prasad, 1995). Es por eso que las plantas

tolerantes, como esta especie, con frecuencia son exclusoras, limitando la entrada de los

metales pesados y su translocación desde la raíz hacia los brotes (Gallego et al., 2012;

Kirkham, 2006; Küpper et al., 2000; Verkleij et al., 2009), o bien reteniéndolos en la pared

celular de la raíz (Benavides et al., 2005; Kirkham, 2006) y en las vacuolas (Kirkham,

2006; Rodríguez-Serrano et al., 2008).

Sobre la base de estos resultados, se apoya la hipótesis propuesta de que las altas

concentraciones de cadmio en el medio de cultivo (medio Hoagland) favorecen la

absorción de este metal por E. crassipes, ya que se hallaron mayores concentraciones de

cadmio en raíces y hojas de las plantas tratadas que en las no tratadas.

177

Los mecanismos que conducen a la tolerancia de metales pesados pueden dividirse

en estrategias de exclusión o de tolerancia. Las estrategias de exclusión conducen a la

limitación de la incorporación e inmovilización del cadmio. La raíz constituye una de las

principales barreras de defensa mediante la inmovilización del cadmio por pectinas de la

pared celular (Gallego et al., 2012). Los carbohidratos extracelulares (mucílago y calosa)

de la raíz también pueden intervenir en la inmovilización del metal (Benavides et al., 2005;

Rodríguez-Serrano et al., 2008). La acumulación del metal en los tricomas de la superficie

foliar también es un mecanismo de inmovilización y defensa celular (Rodríguez-Serrano et

al., 2008; Salt et al., 1995). Otro mecanismo consiste en la reducción del transporte o

aumento de la extrusión del cadmio por transportadores de cationes de la membrana

plasmática (Rodríguez-Serrano et al., 2008). Las estrategias de tolerancia, una vez que el

cadmio ha ingresado en la planta, incluyen la excreción activa, la distribución restringida

del metal en los tejidos sensibles (como se mencionó previamente), la unión del metal a la

pared celular, la quelación por moléculas orgánicas y la posterior compartimentalización

en vacuolas para prevenir su toxicidad (Benavides et al., 2005; Gallego et al., 2012;

Rodríguez-Serrano et al., 2008; Tran & Popova, 2013). Otras estrategias son la

acumulación y el almacenamiento del cadmio por unión a aminoácidos, proteínas y

péptidos (Tran & Popova, 2013). También se ha registrado la producción de moléculas de

señalización de estrés, como el ácido salicílico, ácido jasmónico, óxido nítrico y etileno.

Todos estos compuestos fueron inducidos por tratamiento con cadmio, lo cual sugiere que

están involucrados en la respuesta celular a la toxicidad por cadmio (Tran & Popova,

2013). En particular para el camalote, se registraron altos niveles de enzimas antioxidantes

(GPX –guaiacol peroxidasa–, SOD –superóxido dismutasa–, CAT –catalasa–, entre otras)

y ascorbato, en raíces y hojas en un estudio de exposición a cadmio en lagos artificiales

(Sanitá di Toppi et al., 2007), confirmando la presencia de mecanismos de desintoxicación

desencadenados por estrés agudo debido a toxicidad por cadmio.

Eichhornia azurea en suelo

El crecimiento y las condiciones generales de salud de las plantas fueron buenos

durante el primer tercio del ensayo (día 28, excepto para Cd T3 con síntomas de daño entre

los días 7–14), hasta que comenzaron a notarse los primeros síntomas fitotóxicos. A partir

de allí el daño foliar mostró tres picos, que fueron mucho menores que en el ensayo de

exposición a cobre (16% vs 70%). En términos visuales se evidenció en el aumento del

número promedio de hojas dañadas, pero no impactó en el número promedio de hojas

178

totales por tratamiento. Esto concuerda con lo obtenido en la tasa de crecimiento relativo

de E. azurea, que no mostró diferencias entre ninguno de los tratamientos y el control,

salvo por una pequeña inhibición del crecimiento en el tratamiento de mayor dosis (Cd T4,

50 mg Cd/kg). No se han encontrado en la bibliografía trabajos similares con esta especie

hasta el momento. Dos trabajos previos reportaron aumento de peso seco: en Pelargonium

hortorum expuesta a 10 y 20 mg Cd/kg (Orroño & Lavado, 2009) y en Eriocaulon

septangulare expuesta a 1 mg Cd/kg, ambas por 70 días. El resto observó disminución en

los parámetros de crecimiento (Duman et al., 2009; Kumar & Prasad, 2004;

Mangkoedihardjo, 2008; Wang et al., 2010). En Zea mays y Jathropa curcas también se

reportaron síntomas de necrosis y clorosis al ser expuestas a altas concentraciones de

cadmio (90–150 mg Cd/kg) (Ruiz Huerta & Armienta Hernández, 2012 y

Mangkoedihardjo, 2008, respectivamente). En maíz también se observó adelgazamiento de

las hojas (Ruiz Huerta & Armienta Hernández, 2012), y marchitamiento y bordes

enrollados en el género Salix spp. cultivado en hidroponia a 25 µM Cd (= 2,8 mg Cd/L)

(Kuzovkina et al., 2004). En cambio, Ellis et al. (1994) no registraron efecto fitotóxico del

cadmio en Typha latifolia o Juncus effusus.

Estos resultados también rechazan la hipótesis propuesta del efecto negativo del

cadmio sobre el crecimiento de E. azurea, ya que la TCR de las plantas tratadas no resultó

menor que la TCR de las plantas control.

La acumulación del cadmio en E. azurea fue mayor en las raíces que en las hojas,

aunque menor que en las raíces del resto de los ensayos. Las concentraciones de cadmio

obtenidas en esta experiencia en las raíces tratadas de E. azurea (25–210 mg Cd/kg peso

seco) superan varios de los valores reportados para otras especies (< 20 mg Cd/kg peso

seco), tanto en suelos contaminados como en sustratos con agregado de cadmio (Mayes et

al., 1977; Stewart & Malley, 1999; Wang et al., 2010; Zhuang et al., 2007) (Tabla 2-V).

También se han informado valores de cadmio en raíces en el orden de los obtenidos en esta

experiencia (30–130 mg Cd/kg peso seco) (Ellis et al., 1994; Orroño & Lavado, 2009;

Rodríguez Ortiz et al., 2009; Ruiz Huerta & Armienta Hernández, 2012), y algunos que

superaron estos datos (> 550 mg Cd/kg peso seco) (Ellis et al., 1994; Ewais, 1997). Como

sucedió con el bioensayo de E. azurea sometida a cobre, el único dato local que se halló

fue el del trabajo de Orroño & Lavado (2009), con P. hortorum en un ensayo semejante

con agregado de cadmio. No se hallaron otros antecedentes de experimentos o análisis de

contenido de cadmio en plantas recolectadas de sitios contaminados. La biodisponibilidad

del cadmio depende del pH, la estructura y materia orgánica del suelo y la especiación

179

química (Verbruggen et al., 2009a). El cadmio se acumula en el suelo, en estrecha relación

a la fracción orgánica; su biodisponibilidad es mayor en suelos ácidos (Gallego et al.,

2012; Kirkham, 2006) y su solubilidad se incrementa por los exudados de la raíz (Gallego

et al., 2012). En la solución del suelo el cadmiose encuentra predominantemente en su

forma divalente, pero también como complejo con quelantes (Gallego et al., 2012;

Verbruggen et al., 2009a). Asimismo, otros factores como los microorganismos asociados

a la rizósfera pueden jugar un rol importante. Las raíces y la interacción con los

microorganismosdel suelo pueden mejorar la biodisponibilidad en la rizósfera a través de

la secreción de protones, ácidos orgánicos, fitoquelatinas, aminoácidos y enzimas (Yang et

al., 2005).

La acumulación de cadmio en las hojas de E. azurea también fue mucho menor que

en las raíces, similar a lo ocurrido con E. crassipes en la experiencia en agua. A pesar del

tiempo de exposición transcurrido, las concentraciones de cadmio en hoja no superaron los

4 mg Cd/kg peso seco. En la mayor parte de la bibliografía se registraron valores mayores

(> 25 mg Cd/kg peso seco) (Ellis et al., 1994; Ewais, 1997; Orroño & Lavado, 2009;

Zhuang et al., 2007) o en el orden (0–10 mg Cd/kg peso seco) de los obtenidos en este

ensayo (Orroño & Lavado, 2009; Ruiz Huerta & Armienta Hernández, 2012; Stewart &

Malley, 1999; Wang et al., 2010) (Tabla 2-V).

Estos resultados indican que tampoco se rechaza la hipótesis de que las altas

concentraciones de cadmio en el medio de cultivo, suelo en esta experiencia, favorecen una

mayor absorción para esta especie. En todos los tratamientos se obtuvieron mayores

concentraciones de cadmio en raíces y hojas de E. azurea que en los controles.

Comparación de la capacidad de tolerancia y absorción de cadmio en E. crassipes y

E. azurea

El camalote flotante (E. crassipes) y el camalote arraigado (E. azurea) fueron

capaces de tolerar y acumular grandes concentraciones de cadmio en su biomasa, más en

raíces que en hojas, mostrando poco impacto del contaminante en sus parámetros de

crecimiento. Las curvas de captación de cadmio por raíces de ambas especies tendieron a

un máximo (250 mg Cd/kg·día para E. crassipes y 2,5 mg Cd/kg·día para E. azurea)hacia

los tratamientos de mayor dosis. En las hojas, en cambio, se observó una tendencia de

incremento en la captación de cadmio con el aumento de la dosis en los tratamientos, con

potencial a seguir recibiendo metal por translocación. Se encontró un trabajo que reportó

valores de captación de cadmio cercanos a cero, tanto en raíces como en hojas de

180

Pelargonium hortorum cultivada en suelo con agregado de 10 y 20 mg Cd/kg por 120 días

(Orroño & Lavado, 2009).

Considerando los parámetros de crecimiento y acumulación estudiados, y los

síntomas de fitotoxicidad observados, ambas especies mostraron un gran desempeño. El

camalote flotante mostró mayor tolerancia y capacidad de acumulación y translocación de

cadmio en menor tiempo de exposición que el camalote arraigado en las condiciones

ensayadas, así como mayores tasas de captación de cadmio, tanto en raíz como en hoja.

Ambas especies se consideran adecuadas para la aplicación en fitorremediación de aguas y

suelos contaminados en un amplio rango de concentraciones de cadmio (0–10 mg Cd/L en

agua y 0–50 mg Cd/kg en suelo).

Tabla 2-V. Comparación de las concentraciones de cadmio en raíces y hojas de E. azurea obtenidas en esta experiencia con las reportadas en la bibliografía. Referencias: t = cadmio total.

Especie Tratamiento (mg Cd/kg) Sustrato Duración

(días)

Cd en raíces

(mg/kg)

Cd en hojas o

parte aérea (mg/kg)

Referencia

Typha latifolia 314 Tierra 56 750 50 Ellis et al.,

1994 Digitaria sanguinalis 20 Tierra 7 730 95 Ewais, 1997

Cyperus difformis 20 Tierra 7 650 121 Ewais, 1997

Chenopodium ambrosioides 20 Tierra 7 551 151 Ewais, 1997

E. azurea 50 Tierra 79 208,9 3,36 Este trabajo

E. azurea 25 Tierra 79 130,1 2,14 Este trabajo

Pelargonium hortorum 20 Tierra 84 129 26 Orroño &

Lavado, 2009

E. azurea 10 Tierra 79 98,5 1,28 Este trabajo

Juncus effusus 314 Tierra 56 75 50 Ellis et al., 1994

Zea mays 152,2 Tierra contaminada 70 44,9–75,2 3,24–4,40

Ruiz Huerta & Armienta Hernández, 2012

Pelargonium hortorum 10 Tierra 56 40,8 9,7 Orroño &

Lavado, 2009

Nicotiana tabacum 10 Tierra 50 30t

Rodríguez Ortiz et al., 2009

E. azurea 3 Tierra 79 24,8 0,81 Este trabajo

Elodea canadensis 88,4–125,3 Sedimento y aguas

contaminadas 63 21,3t Mayes et al., 1977

Viola baoshanensis 7,2 Tierra contaminada 107 18 28 Zhuang et al.,

2007

181

Especie Tratamiento (mg Cd/kg) Sustrato Duración

(días)

Cd en raíces

(mg/kg)

Cd en hojas o

parte aérea (mg/kg)

Referencia

Eriocaulon septangulare 1 Tierra 70 17 1,6 Stewart &

Malley, 1999 Elodea nuttallii 88,7 Tierra + ácidos

húmicos agregados 21 5,5–6,5 5–8 Wang et al., 2010

Elodea canadensis 0,48–3,76 Sedimento y aguas

contaminadas 63 5,62t Mayes et al., 1977

Elodea nuttallii 48,7 Tierra + ácidos

húmicos agregados 21 2,5–3 3–3,5 Wang et al., 2010

Elodea nuttallii 28,7 Tierra + ácidos

húmicos agregados 21 1–1,5 1 Wang et al., 2010

Estimaciones para la aplicación de E. azurea en fitorremediación de cadmio

Al evaluar la bibliografía para los suelos de cuencas urbanas y periurbanas de llanura

sujetas a contaminación mixta (cuenca Matanza-Riachuelo, cuenca del Rio Reconquista,

cuenca del Río Luján), así como el frente estuarial del Río de la Plata donde éstas

desembocan, se encontró que la máxima concentración de cadmio equivale a 7,8 veces el

nivel guía de cadmio en suelo, según lo establecido por la Ley Nacional 24051 de Residuos

Peligrosos (Decreto Reglamentario 831/93, Anexo II, Tabla 9, uso agrícola) (Tabla 2-W).

Dado que no se hallaron datos de cadmio en suelo, el cálculo se hará con el dato de

sedimento.

Tabla 2-W. Nivel máximo de cadmio en sedimentos de cuencas urbanas y periurbanas de llanura sujetas a contaminación mixta en relación al nivel guía de calidad de suelo establecido por la Ley Nacional 24051 de Residuos Peligrosos (Decreto Reglamentario 831/93, Anexo II, Tabla 9, uso agrícola). Referencias: ppm = mg/kg.

Sustrato Cd (ppm) Referencia

Sedimentos 0–23,4 Peluso, 2011

Suelo 3 Ley Nacional 24051

Con el objeto de utilizar el camalote arraigado E. azurea para disminuir el nivel de

cadmio en suelo por debajo del nivel guía que figura en la legislación nacional, es

necesario conocer la carga contaminante total de un cierto volumen de suelo. Si se

considera una superficie de 1 m2, con el metal distribuido en los primeros 10 cm de suelo

(Shahid et al., 2011) (es decir, 0,01 m3 de suelo), se tiene aproximadamente 12 kg de suelo,

de densidad promedio 1200 kg/m3 (Shahid et al., 2011). Teniendo en cuenta una

concentración de 23,4 mg Cd/kg (Tabla 2-W), su carga contaminante equivale a 281 mg

182

Cd. Asumiendo el nivel máximo permitido de 3 mg Cd/kg expresado en la Tabla 2-W, esta

cantidad de suelo podría contener un máximo de 36 mg Cd. Por tanto, sería necesario

remover, al menos, 245 mg Cd para lograr una concentración por debajo del nivel guía

establecido.

Para estimar la biomasa de camalote arraigado necesaria para la remoción de los 245

mg de Cd calculados previamente de 0,01 m3 de suelo en un período semejante a la

duración del ensayo (3 meses), se necesita la tasa de captación total correspondiente a 23,4

mg Cd/kg (1,8 mg Cd/kg biomasa seca·día) y la ecuación de la curva de captación total de

cadmio estimada por regresión en la sección de Resultados (Figura 2-S.b):

donde TCCd se refiere a la tasa de captación total de cadmio por E. azurea y ln[Cd]suelo se

refiere al logaritmo de la concentración de cadmio en el suelo (mg/kg), la tasa de captación

para 23,4 mg Cd/kg de suelo es 1,8 mg Cd/kg biomasa seca·día.

Con estos datos, se construye la siguiente ecuación:

donde QCd se refiere a la cantidad de cadmio removido por superficie (245 mg Cd/m2 en

este caso), d se refiere a la densidad de E. azurea (kg biomasa seca/m2), TC se refiere a la

tasa de captación total de cadmio por E. azurea (en este caso, 1,8 mg Cd/kg biomasa

seca·día para 23,4 mg Cd/kg de suelo) y t se refiere a la duración de la remoción (90 días

en este caso).

De aquí se obtiene 1,5 kg/m2 de biomasa seca/m2 de E. azurea, lo que equivale

aproximadamente a 17,6 kg de biomasa fresca (basado en la relación peso fresco/peso seco

para plantas adultas de 5–7 hojas estimada en los bioensayos). Con estos datos, se

necesitarían, entonces, alrededor de 83 plantas adultas (5–7 hojas) del camalote arraigado

E. azurea que sería capaz reducir 245 mg Cd en 1 m2 con 10 cm de profundidad de suelo

contaminado en un período aproximado de 3 meses para lograr un nivel guía de calidad de

suelo según la Ley 24051. Esta cantidad estimada de plantas se encuentra dentro del rango

natural, ya que en la bibliografía se ha reportado de 65–130 plantas/m2 para el género

Eichhornia en ambientes naturales de la provincia de Buenos Aires (Hernández et al.,

183

2015). En consecuencia, estas estimaciones pueden considerarse factibles de aplicar en un

ensayo a campo.

184

PROPUESTA DE REHABILITACIÓN PARA LAS RIBERAS DE CUENCAS URBANAS Y PERIURBANAS

Introducción

La degradación ambiental requiere del diagnóstico e implementación de medidas

preventivas y correctoras para revertir la situación y recuperar las funciones y servicios

ecosistémicos que el ambiente modificado ha perdido por la intervención humana. En

particular, las cuencas hídricas perturbadas requieren de la comprensión del marco

hidrogeomórfico y el reconocimiento de los procesos físicos y biológicos potenciales en un

sitio a restaurar, y la comprensión exhaustiva de los disturbios antropogénicos que

causaron la degradación, aspecto que se ha estudiado en el Capítulo 1. En las áreas urbanas

también existe un marco cultural para la rehabilitación riparia. Esto implica que los

requerimientos sociales, económicos y estéticos también deben ser tenidos en cuenta.

Según los principios de la sustentabilidad, es necesario un balance de todos estos aspectos

(Schanze et al., 2004).

La incorporación de objetivos individuales y comunitarios en el proceso de toma de

decisiones es crucial para el proceso de rehabilitación. Pfadenhauer (2001) identifica 4

razones por las cuales los objetivos comunitarios amplios tienen una importante influencia:

1. Los objetivos están fuertemente influenciados por la opinión pública y abiertos a la

disputa a través del proceso de toma de decisiones que resulta en que un determinado

proyecto sea adoptado;

2. Los factores estéticos y emocionales pueden ser especialmente importantes, tales que la

―identificación‖ con un componente del proyecto de rehabilitación resulta necesario;

3. Se requiere la aceptación popular de los objetivos para que un proyecto sea socialmente

relevante y para la participación pública;

4. El valor de una unidad del paisaje será referida a valores cambiantes tales que incluso

los sistemas altamente degradados (por ejemplo, un río canalizado en un ambiente

urbano) pueden adquirir valor.

Redmond (2004) argumenta que la inclusión de la participación pública en la toma

de decisiones y la planificación del proyecto tiene varios motivos:

Mejorar la calidad de la decisión, ya que el público local posee información específica

sobre el sitio, como ser problemas potenciales, mecánicas de funcionamiento

185

particulares en diferentes aspectos (ambiental, social, económico), que puede no estar

disponible para quien viene de afuera;

El apoyo público es importante, en particular para dar sostén al proyecto en términos

de continuidad y manejo futuro;

El público local establece una relación de pertenencia al sitio, lo cual le da un valor

afectivo/emocional, y en general es quien mayor uso le da, por lo que se convierte en

un tema de respeto y sentido común escuchar a la gente que estará afectada por las

acciones de rehabilitación, considerando sus puntos de vista, preocupaciones y

reclamos.

Ciertos temas de manejo ambiental, como en este caso el manejo de cuencas, son

inherentemente sociales en su naturaleza y requieren de negociaciones, resolución de

conflictos, cooperación y colaboración más allá de las habilidades científicas y

tecnológicas, por lo que la participación pública termina resultando necesaria y, a su

vez, ventajosa a la hora de la toma de decisiones;

El proyecto de rehabilitación ambiental tiene el potencial de afectar la relación y el

apego que la gente tiene con la naturaleza, con la posibilidad de que esto se traduzca en

un comportamiento de mayor responsabilidad ambiental en todos los niveles, desde el

personal hasta el comunitario.

En otras palabras, los significados que la gente da a la naturaleza y los conocimientos

que tiene sobre ella influyen en sus decisiones de conservarla o restaurarla, en el valor que

le dan a la biodiversidad urbana y ―común‖ en relación a las especies silvestres o

amenazadas y en cuanto a su participación en los esfuerzos por protegerla (Redmond,

2004). En áreas urbanas, la participación pública es un enfoque particularmente relevante.

El valor de preservar la biodiversidad urbana no es solamente un valor per se, sino que se

convierte en fundamental en términos de los servicios ecosistémicos y económicos que

provee, así como de los beneficios sociales. Estos aspectos cuantificables, con mayor o

menor dificultad, revisten especial importancia a la hora de conseguir fondos para los

proyectos, ya que, en definitiva, la disponibilidad de recursos financieros es la mayor

limitante para la realización de proyectos. Por ello, para justificar la inversión de crear y

mantener espacios verdes urbanos valorables, así como el costo de oportunidad de no

desarrollar otros emprendimientos (por ejemplo inmobiliarios), los beneficios sociales

deben ser importantes. Asimismo, para hacer que un área verde recuperada funcione con el

propósito para el que fue diseñada, para asegurarse de que será apreciada y usada, y no

186

temida y abandonada por ser considerada un espacio peligroso, debe ser primero aceptada

por la comunidad local (Redmond, 2004). Por otra parte, suelen existir muchos interesados

(propietarios, agricultores, conservacionistas, etc.), todos con objetivos o expectativas

válidas en relación al proyecto, pero frecuentemente contradictorias. Se debe encontrar un

equilibrio que satisfaga a la mayoría de los interesados (McDonald et al., 2004), pero a la

vez balancear necesidades e intereses en conflicto (Gumiero et al., 2013).

Los objetivos de rehabilitación no sólo se basan en un sistema modelo respuesta y en

cómo funciona la naturaleza sino también en lo que la rehabilitación significa para la

comunidad que la define y redefine, y que evidencia la necesidad de ver la rehabilitación

del río como sustentable en otros aspectos además de los físicos o biológicos. En primer

lugar, la rehabilitación es en parte un proceso económico como resultado de los costos

sustanciales que pueden estar involucrados, la extensión espacial sobre la cual los costos se

pueden llegar a sentir si se requieren cambios a nivel de paisaje, y el largo período de

tiempo potencial a través del cual deben sostenerse las actividades. En segundo lugar,

dados los mecanismos apropiados para la participación comunitaria, el público puede

desarrollar entusiasmo por la rehabilitación (McDonald et al., 2004).

En los proyectos de rehabilitación de cuencas urbanas y periurbanas de llanura es

necesario considerar las limitaciones propias que surgen de las cuencas insertas en la

matriz de gradiente urbano-rural. En el caso de un río urbano, por ejemplo, la

transformación de un tramo natural a uno canalizado con ocupación de la ribera puede ser

un cambio permanente por necesidad. Un tramo canalizado eficiente puede que sea la

única alternativa para un área urbana donde un espacio ripario escaso debe contener los

grandes flujos de inundación resultantes de la urbanización. En estos casos, puede resultar

imposible remover el factor causante de impacto dado que el canal ha sido modificado para

estabilidad a largo plazo (Goodwin et al., 1997). En este sentido, las posibilidades y

opciones de rehabilitación en estos casos están normalmente limitadas tanto por cuestiones

concretas, como el espacio físico libre o disponible (Bernhardt & Palmer, 2007; Binder,

2000; Booth, 2005) o la disposición de la infraestructura urbana (edificaciones, caminos,

tuberías, cañerías y desagües), que no suele ser removida (Goodwin et al., 1997), así como

por otras cuestiones menos tangibles, como las presiones políticas, económicas y la falta de

conocimiento técnico sobre cómo aplicar técnicas de rehabilitación, por lo que la

priorización de sitios para rehabilitación está más marcada por la factibilidad que por la

necesidad (Booth, 2005; Bernhardt & Palmer, 2007). La necesidad de protección de las

187

construcciones cerca del río, por ejemplo, frecuentemente requiere medidas duras de

construcción con piedra o concreto (Binder, 2000).

La mezcla de las descargas pluviales, cloacales e industriales hacia los cursos de

agua incrementa la contaminación del agua, ya que arrastra altas cargas de coliformes

fecales, nutrientes y metales pesados. En estos casos de descargas puntuales, la

rehabilitación de las riberas puede ayudar a mitigar la contaminación directa de los suelos

y sedimentos de las márgenes, pero su alcance es muy limitado con respecto al agua del

canal. Esto limita también las posibilidades y eficiencia de rehabilitación de los proyectos

que se implementen en el resto de la cuenca, ya que los resultados del manejo en los

tramos inferiores estarán inevitablemente influidos por estas restricciones en los tramos

superiores. Muchas veces, en las cuencas más urbanizadas es más apropiado y eficiente un

manejo ecológico que se integre con el socioeconómico, dado que este último suele ser

prioritario en la toma de decisiones y a la vez influye en el primero (Booth, 2005;

Bernhardt & Palmer, 2007).

Las secciones del río con estas características suelen presentar un hábitat

empobrecido. Sin medidas adicionales de espacio para mejoras ecológicas, el paisaje se

reduce. Aquí, el uso de métodos de biología e ingeniería, como la combinación de plantas

y piedras, son el paso correcto para mejorar el sistema fluvial. Algunas otras medidas

incluyen ampliar el lecho del río, planificar corredores riparios, utilizar vegetación nativa,

construir y mejorar hábitats y mejorar la recreación a lo largo del río (Binder, 2000). Por

otro lado, la prevención y manejo de los caudales pico y las inundaciones, la mejora del

tratamiento de efluentes cloacales, el manejo y mantenimiento de la infraestructura pluvial

y cloacal y el aseguramiento de la provisión de agua potable son medidas imprescindibles

en el manejo del aspecto socioeconómico a nivel de cuencas urbanas y periurbanas, que

influyen y pueden ser consideradas en la aplicación de medidas ecológicas de

rehabilitación, en las que necesariamente debe hacer un compromiso entre el diseño ideal y

el diseño posible (Booth, 2005; Bernhardt & Palmer, 2007).

Considerando las limitaciones mencionadas, en los ríos urbanos y periurbanos de

llanura pueden plantearse una serie de objetivos de rehabilitación ecológica (adaptado de

Schanze et al., 2004):

Componente morfológico

o Mejora del espacio ripario y la conectividad

o Renaturalización de márgenes

Componente hidrológico

188

o Disminución de la erosión de márgenes

o Mejora en la continuidad del flujo de agua

Componente físico-químico

o Disminución del ingreso de sustancias contaminantes al cauce

o Disminución de basura en las márgenes

Componente biológico

o Aumento de cobertura vegetal

o Aumento de hábitats naturales

o Aumento de la biodiversidad de flora y fauna

Componente social

o Disminución del impacto urbano y de actividades productivas

o Mejora de infraestructura y equipamiento urbano

o Aumento/incorporación de la participación pública en diferentes instancias del

proyecto (planificación, implementación y uso)

o Mejora de posibilidades de recreación y educación

Objetivo

Proponer medidas de rehabilitación ecológica aplicando técnicas de

fitorremediación, entre otras acciones, que contribuyan a la recuperación del paisaje de

sitios degradados de las márgenes del río Matanza-Riachuelo, desde el punto de vista

biológico, ambiental y cultural accesibles a la comunidad y aplicables a otras cuencas

urbanas y periurbanas de llanura en situaciones similares de impacto antrópico y

degradación ambiental.

Medidas y propuesta de rehabilitación

Necesidades de rehabilitación de las riberas

Para la elaboración de la propuesta de rehabilitación se reunieron los resultados

obtenidos en los relevamientos de vegetación y calidad de ribera (Capítulo 1), así como los

de los bioensayos (Capítulo 2). Los resultados del ICRUM y el ACP permitieron establecer

4 grupos de riberas con características distintivas (Tabla 3-A). Los resultados de los

bioensayos indicaron que las especies de camalote flotante Eichhornia crassipes y

arraigada E. azurea son capaces de remover cobre y cadmio de aguas y suelos altamente

189

contaminados, convirtiéndolas en aptas para la utilización en fitorremediación en sitios con

estas características.

En la Tabla 3-A se resumen las características observadas en los sitios relevados. Se

destacan en negrita los atributos negativos sobre los cuales cabe considerar la necesidad de

establecer medidas para la rehabilitación. En términos generales, las modificaciones de las

riberas y la ausencia de plantas flotantes libres son los parámetros más deficientes para

todos los grupos. Le siguen el ancho ripario insuficiente, las modificaciones del canal, la

escasa cobertura de plantas palustres, la presencia de estructuras de acceso al curso de

agua, la basura, la presencia de industrias y la urbanización.

Al considerar los parámetros por grupo, se observan los siguientes aspectos

vulnerables:

Grupo A: la mayor vulnerabilidad en las riberas reside en las modificaciones sobre las

características físicas del espacio ripario, en particular la impermeabilización y las

obras de contención de inundaciones, ya que éstas determinan la ausencia de

vegetación. En un segundo lugar, el impacto sobre la calidad de agua se debe a la

presión de la urbanización densa y la industria, en particular de procesos (curtiembres,

químicas y frigoríficos) a través de las descargas de efluentes.

Grupo B: también presenta gran vulnerabilidad en las riberas por las modificaciones en

las características físicas del espacio ripario, aunque con un grado menor de

impermeabilización. La deficiencia en la cobertura vegetal se refleja principalmente en

la escasez de plantas palustres y leñosas nativas. El impacto sobre la calidad de agua

está mayormente asociado a la matriz urbana densa, evidenciándose también en la

presencia de basura.

Grupo C: las características físicas del espacio ripario también resultaron el rasgo más

vulnerable en este grupo, en particular el espacio ripario deficiente y el relleno de las

riberas. En la vegetación, la amenaza se presenta en un desbalance en la proporción de

herbáceas nativas/exóticas. La presión de urbanización se refleja en la abundancia de

basura.

Grupo D: en este grupo las riberas y el canal se vieron impactados, con un ancho del

espacio ripario variable, pero con mayor frecuencia de riberas socavadas o con

montículos y ocasionalmente empinadas por canalización, aunque con mayor aspecto

natural en general. Es en este caso particular en el que se observaron los casos de

cursos interrumpidos, probablemente asociados a la extracción de agua para las

actividades productivas (principalmente ganadería y, en menor medida, agricultura e

190

industria extractiva). La vegetación es el segundo aspecto más vulnerable, con un

desbalance evidente en la falta de plantas palustres y herbáceas nativas, y un exceso de

herbáceas exóticas. Éstas y la alta proporción de leñosas invasoras representan grandes

amenazas para este grupo. La acumulación de basura se observó con frecuencia.

Medidas para la propuesta de rehabilitación

Las limitaciones consideradas en la sección Introducción implican que muchas de

las medidas propuestas para este proyecto no conllevarán un cambio radical en la

estructura espacial de los sitios a recuperar, sino que serán adaptaciones a las posibilidades

reales que ofrece la situación actual en cada caso.

Tabla 3-A. Características observadas en los sitios relevados. Referencias: CMR = cuenca del río Matanza-Riachuelo; CB = cuenca baja; FC = frente estuarial; T = Tigre; P = Puerto; CU = Ciudad Universitaria; RECS = Reserva Ecológica Costanera Sur; CM = cuenca media; CA = cuenca alta; Ref = referencia; textoen negrita = características vulnerables.

Grupo A Grupo B Grupo C Grupo D

Ubicación de los sitios

6 en CMR (CB)

12 en CMR (CB) 11 en FC (T, P y CU)

13 en FC (RECS)

32 en CMR (CM y CA) 13 de Ref 1 en FC (RECS)

Calidad de ribera Mala Regular Buena Buena Muy buena Buena Muy

buena

1 Ancho del espacio ripario con vegetación asociada Nulo Deficiente Deficiente Variable

2 Conectividad entre el curso de agua y el ecosistema ripario adyacente

Nula Deficiente Variable Buena

3 Características de las riberas Impermeables,

ocupadas o rellenadas

Impermeables, erosionadas o

rellenadas

Empinadas o rellenadas

Socavadas, empinadas o

con montículos

4 Características del canal Rectificado Rectificado o modificado

Poco modificado

Poco modificado (casos muy modificado)

5 Características del cauce Continuo Continuo Continuo Continuo (casos de

interrupción) 6 Cobertura vegetal general Nula Deficiente Variable Buena

7 Suelo desnudo Nula Aceptable Variable Buena

8 Plantas flotantes libres Nula Deficiente Nula Deficiente

9 Plantas palustres Nula Deficiente Aceptable Deficiente

10 Herbáceas nativas Nula Aceptable Aceptable Deficiente

11 Herbáceas exóticas Nula Aceptable Buena Excesiva

12 Plantas leñosas nativas Nula Deficiente Variable Aceptable

191

Grupo A Grupo B Grupo C Grupo D

13 Plantas leñosas exóticas Nula Aceptable Buena Aceptable

14 Relación plantas palustres (nativas)/Herbáceas nativas - Variable Aceptable Deficiente

15 Relación herbáceas nativas/exóticas - Variable Deficiente Deficiente

16 Relación plantas leñosas nativas/exóticas - Aceptable Buena Aceptable

17 Relación plantas leñosas nativas/exóticas invasoras - Aceptable Buena Deficiente

18 Estructuras y vías de acceso humano al curso de agua y las riberas

Puentes, muelles

abandonados y caminos

impermeables

Caminos impermeables

Ausencia Caminos

permeables e impermeables

19 Basura Presente Presente Abundante Presente

20 Descargas de efluentes Variable Sí No Variable

21 Características organolépticas del agua Deficiente Deficiente Buena Aceptable

22 Dragado del sedimento Variable Sí (T) No No

23 Agricultura No No No Pocos casos

24 Ganadería No No No Varios casos

25 Industria Depósitos y de procesos

Depósitos (CB) No

No (casos de industria

extractiva y cría intensiva de animales)

26 Área urbana Densa +

asentamientos precarios

Densa (asentamientos

precarios en CB)

Densa Periurbano y

rural

27 Área recreativa No Sí (T) No No

28 Área protegida o reserva natural No No (excepto RECS) Sí

No (excepto Ata y

Req)

29 Paisaje de referencia Bosque de ribera

Bosque de ribera

Bosque de ribera Pastizal

Tomando en cuenta estasconsideraciones y dadas las vulnerabilidades detectadas en

cada grupo con la consecuente necesidad de rehabilitación, se recomienda, en primer lugar,

la eliminación de los impactos directos o indirectos sobre la ribera o el cuerpo de agua

donde sea posible, como ser:

Eliminar obstáculos al libre flujo de agua para mejorar el ancho del espacio ripario y

la conectividad lateral.

192

Evitar la impermeabilización, ocupación, relleno y acción erosiva del agua sobre

las riberas para mejorar el ancho del espacio ripario, la conectividad lateral y la

naturalidad de las riberas.

Evitar la rectificación y profundización del canal.

Evitar el corte excesivo de vegetación nativa en la ribera.

Eliminar la vegetación exótica en las riberas y alrededores.

Eliminar la acumulación de basura en las riberas y en el canal a través de la mejora

en la gestión (recolección y disposición) de residuos sólidos urbanos (tanto en las

márgenes como en los alrededores), la incorporación/aumento de equipamiento urbano

para la disposición (cestos y Ecopuntos), la promoción de la separación y reciclado de

los residuos urbanos y la implementación de talleres de educación ambiental sobre

residuos y contaminación ambiental.

Evitar el dragado de sedimentos del lecho del cauce.

En segundo lugar, se recomiendan las siguientes medidas:

Mejorar y aumentar el espacio ripario adyacente al curso de agua en áreas urbanas a

través de la recuperación de espacios abandonados (galpones, fábricas, edificios,

baldíos) y la liberación de las márgenes ocupadas (relocalización de asentamientos

precarios y edificaciones y remoción de muelles y estructuras en desuso).

Mejorar y aumentar la conectividad entre el curso de agua y el ecosistema adyacente

a través de la liberación de márgenes ocupadas, la recuperación de espacios

abandonados y la disminución de la superficie impermeable (reemplazo de suelos

asfaltados o de concreto por tierra fértil donde sea posible).

Recuperar la naturalidad de las riberas a través de la disminución de la superficie

impermeable y la plantación de especies nativas (palustres, herbáceas y leñosas).

Estabilizar y proteger las riberas a través de la plantación de especies nativas.

Recuperar la naturalidad del canal a través de la reconstrucción de meandros o

morfología original del canal (donde sea posible).

Mantener el cauce continuo a través de la regulación de la toma de agua para

actividades productivas en las áreas rurales.

Aumentar la cobertura de plantas flotantes, en especial aquellas especies tolerantes

al stress y acumuladoras de metales, como E. crassipes, entre otras.

Mejorar y aumentar la cobertura de plantas palustres, herbáceas y leñosas

nativas a través de la plantación directa, el manejo apropiado de la vegetación (control

193

del corte excesivo y capacitación de operarios para el mantenimiento y protección), la

incorporación de especies pioneras que faciliten la sucesión y la recuperación natural

de la vegetación (en áreas no susceptibles a invasión de especies exóticas). En

especialse recomienda incluiraquellas especies tolerantes al stress y acumuladoras de

metales, como E. azurea, entre otras.

Disminuir la cobertura de herbáceas y leñosas exóticas a través del manejo

apropiado de la vegetación (remoción, control de expansión y capacitación de

operarios) y la incorporación de especies (pioneras) nativas que disminuyan la

invasibilidad de los sitios y sus comunidades.

Disminuir el impacto de las estructuras sobre el curso de agua a través de la

remoción de muelles y estructuras abandonadas.

Mejorar la calidad de agua a través del control de la descarga de efluentes (urbanos e

industriales), el tratamiento de los efluentes previo a la descarga, la disminución de la

basura, evitar el dragado del sedimento (y la consecuente resuspensión de

contaminantes retenidos en él), la incorporación de vegetación (flotante, palustre y

terrestre) que actúa como filtro de los contaminantes presentes en el agua, suelo y

sedimentos y la implementación de talleres de educación ambiental sobre residuos,

agua y contaminación ambiental. En particular en zonas periurbanas y rurales se

recomienda el control del uso de pesticidas y fertilizantes (que terminan en el curso de

agua por escorrentía superficial y subsuperficial), la promoción de la agricultura

orgánica para evitar el uso de estos contaminantes y el manejo apropiado del acceso de

los animales al curso de agua (exclusión del acceso para evitar contaminación

bacteriológica).

Disminuir el impacto de la agricultura a través del control del uso de pesticidas y

fertilizantes, la promoción de la agricultura orgánica y la regulación de la toma de

agua.

Disminuir el impacto de la ganadería a través del manejo apropiado del acceso de los

animales al curso de agua (regulación de la intensidad de pastoreo y/o exclusión del

acceso) para evitar la erosión de las riberas, la proliferación de vegetación exótica,

mantener la vegetación nativa y mejorar la calidad de agua.

Disminuir el impacto de las áreas recreativas a través de la mejora en la gestión de

los residuos urbanos, la incorporación de equipamiento urbano, la promoción de la

separación y reciclado de residuos y la implementación de talleres de educación

ambiental.

194

En la Tabla 3-B se resumen las medidas recomendadas para cada grupo de sitios. No

se incluyeron medidas para los grupos de sitios en los que el parámetro se identificó como

Variable en la Tabla 3-A, ya que la consideración de la medida quedará sujeta a la

evaluación del sitio/caso específico al momento de implementar el proyecto de

rehabilitación. La lista de especies flotantes, palustres, herbáceas y leñosas nativas

recomendadas se detallan en la Tabla 3-C.

Incorporación del aspecto social en la propuesta de rehabilitación

Se menciona recurrentemente en la bibliografía que la inclusión del aspecto o

dimensión social en las propuestas de rehabilitación ambiental favorece el éxito del

proyecto y muchas veces juega un papel crucial en el sostenimiento del proyecto a largo

plazo (Åberg & Tapsell, 2013). Además de contemplarlo para cubrir el objetivo de

proponer un proyecto con uso social, es por esto que se consideró incluir este aspecto en la

propuesta de rehabilitación, como una serie de herramientas útiles para la gestión:

Herramienta de toma de conciencia y de aprendizaje

Talleres y charlas de información y educación ambiental general sobre contaminación,

agua, residuos, flora y fauna nativa (público y escuelas nivel inicial a terciario)

(Charbonneau & Resh, 1992; Paèenovsk, 2000).

Talleres y charlas de información y educación ambiental con material informativo

impreso y online sobre la problemática ambiental local y la importancia de la flora y

fauna nativa (público y escuelas locales nivel inicial a terciario) (Charbonneau & Resh,

1992; Zöckler et al., 2000).

Formación especial para docentes sobre problemáticas ambientales locales y a nivel

nacional (nivel inicial a terciario) (Paèenovsk, 2000).

Incorporación de cartelería informativa en el área adyacente al sitio recuperado

informando su ubicación y la importancia de cuidar el entorno ambiental del sitio

(Charbonneau & Resh, 1992).

Difusión a través de los medios de comunicación masiva (TV, radio, internet, prensa) a

través de entrevistas y notas escritas y por medios audiovisuales (Binder & Arzet,

2008).

Participación pública y cooperación

195

En el relevamiento ambiental pre-implementación de la propuesta de rehabilitación

(nivel terciario y universitario) (Purcell et al., 2007).En la implementación de la

propuesta de rehabilitación a través de actividades in situ (plantaciones, talleres, ferias)

(nivel primario a universitario) (Paèenovsk, 2000; Purcell et al., 2007).

En el monitoreo ambiental post-implementación de la propuesta de rehabilitación

(público y escuelas locales nivel primario a terciario) (Paèenovsk, 2000).

En la disponibilidad de información sobre el estado y progreso del proyecto a través de

cartelería in situ actualizada regularmente (Tunstall et al., 2000).

En la discusión y resolución de la problemática ambiental local con los distintos grupos

interesados (público, empresas, municipio, ONG) (Paèenovsk, 2000).

Experimentación directa

Conducción de visitas guiadas y material informativo impreso sobre los sitios

recuperados y el diseño e implementación de la propuesta de rehabilitación (público y

escuelas nivel inicial a terciario) (Charbonneau & Resh, 1992).

Creación de senderos interpretativos con cartelería in situ para realizar visitas

autoguiadas (Charbonneau & Resh, 1992).

Herramienta de gestión

Elaboración de un estudio de caso del sitio recuperado e inclusión como proyecto

modelo en políticas de rehabilitación a nivel de cuenca (Charbonneau & Resh, 1992;

Melignani, 2015).

Evaluación del éxito y aceptación del sitio recuperado a través de encuestas de

percepción ambiental (Tunstall et al., 2000; Özgüner et al., 2012).

196

Tabla 3-B. Medidas propuestas para la rehabilitación según las características de cada grupo. Referencias: números = identificación de cada parámetro; letras mayúsculas = grupo; con negrita = medida principal para ese parámetro; sin negrita = medidas secundarias.

Medidas 1 2 3 4 5 8 9 10 11 12 13 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 Recuperación espacios abandonados A B A B A B Liberación de márgenes ocupadas A B A B A B A A B A B A B

Disminución superficie impermeable A B A B D

Estabilización y protección riberas A B C D

Reconstrucción meandros/canal A B D

Regulación toma de agua D D D

Reintroducción flotantes A B C D

A B C D

Plantación/reforestación nativas A B D

A D A D A B A B A B D

Controlar corte/poda excesivo (especialmente palustre) A B D

A D A B A B D A B

C D

Capacitación de operarios para mantenimiento y protección de vegetación nativa A B

D A D A B

Incorporación pioneras que faciliten sucesión A B D

A D A D A B A B

Recuperación natural de vegetación A B D

A D A D A B A B

Remoción de vegetación exótica D D Capacitación de operarios para remoción de vegetación exótica D D

Mejora recolección y disposición de residuos (márgenes y alrededores) A B

C D A B

C D A B

C D A B

Equipamiento urbano (cestos y Ecopuntos) A B C D

A B C D A B

C D A B

Promoción de separación y reciclado de residuos urbanos A B C D

A B C D A B

C D A B

Implementación talleres educación ambiental (público y escuelas) A B

C D A B C D

A B C D

A B C D A B

C D A B

C D A B C D

A B

Control descargas efluentes A D A D A D A D Tratamiento de efluentes A D A D A D A D Evitar dragado del sedimento A B A B Control uso de pesticidas y fertilizantes D D Promoción agricultura orgánica D D Regulación intensidad de pastoreo D D D D D D D D Alambrado/cercado acceso animales al curso de agua D D D D D D D D

197

Tabla 3-C. Lista de especies flotantes, palustres, herbáceas y leñosas nativas recomendadas para la rehabilitación de riberas en cuencas urbanas y periurbanas de llanura. (Fuente: adaptado de Burgueño & Nardini, 2009)

Flotantes

Nombre científico Nombre vulgar Atractivo

Eichhornia crassipes camalote, aguapey flores lilas

Hydrocleys nymphoides amapola de agua flores amarillas

Limnobium laevigatum - cubre espejos de agua

Pontederia rotundifolia camalote flores lilas

Salvinia biloba helechito de agua cubre espejos de agua

Salvinia minima helechito de agua cubre espejos de agua Palustres

Nombre científico Nombre vulgar Atractivo Fauna que atrae

Echinodorus grandiflorus cucharero flores blancas, porte insectos

Eichhornia azurea camalote flores celestes insectos

Eryngium pandanifolium carda, caraguatá, falso caraguatá

porte, follaje, flores verde amarillentas ranas (hábitat)

Ludwigia bonariensis duraznillo del agua flores amarillas, sépalos rojizos insectos

Pontederia cordata pontederia flores azul violáceo aves (hábitat)

Sagittaria montevidensis saeta flores blancas, porte insectos

Schoenoplectus californicus junco follaje aves (hábitat)

Senecio bonariensis margarita de bañado flores amarillas y blancas, follaje

aves (hábitat), insectos

Typha latifolia totora follaje, inflorescencias aves Herbáceas

Nombre científico Nombre vulgar Atractivo Fauna que atrae

Acmella decumbens nim-nim flores rojas y amarillas, follaje verde claro aves, insectos

Asclepias mellodora yerba de la víbora flores amarillo verdosas mariposas (monarca)

Begonia cucullata var. spatulata

flor de nácar, begonia, agrial

flores blancas y rosadas, follaje insectos

Bothriochloa laguroides plumerillo blanco inflorescencias aves

Cortaderia selloana cortadera, cola de zorro, pampa grass inflorescencias, porte aves (sietevestidos,

verdón)

Cypella herbertii lirio silvestre flores amarillo anaranjadas --

Deyeuxia viridiflavescens var. montevidensis pasto penacho blanco inflorescencias aves

Dicliptera squarrosa ajicillo rojo flores rojas aves (picaflor)

Hippeastrum striatum amarilis de campo flores rojas --

198

Nombre científico Nombre vulgar Atractivo Fauna que atrae

Osmunda spectabilis helecho palustre follaje --

Oxalis conorrhiza macachín amarillo, vinagrillo flores amarillas aves (paloma, chingolo)

Senecio pterophorus margarita de pastizal, primavera flores amarillas insectos

Solidago chilensis vara dorada flores amarillas aves Thelypteris decurtata subsp. platensis helecho follaje --

Zephyranthes candida azucenita del campo flores blancas insectos Céspedes y cubresuelos

Nombre científico Nombre vulgar Atractivo Fauna que atrae Aplicación recomendada Dichondra microcalyx oreja de ratón follaje, porte

cubresuelos -- céspedes de poco tránsito

Oplismenus hirtellus pasto cubresuelo follaje, porte

cubresuelos aves céspedes de poco tránsito y media sombra

Salvia procurrens salvia cubresuelos

follaje aromático al tacto, flores azules

insectos, aves (picaflor) céspedes de poco tránsito

Stenotaphrum secundatum gramillón follaje verde claro,

porte cobresuelos aves céspedes de tránsito intenso

Tradescantia fluminensis

flor de Santa Lucía blanca o morotí

follaje, flores blancas insectos céspedes de poco tránsito

Tripogandra diuretica

flor de Santa Lucía rosada, Santa Rosa

follaje, flores rosado violáceo insectos céspedes de poco tránsito

Trepadoras o enredaderas

Nombre científico Nombre vulgar Atractivo Fauna que atrae Camptosema rubicundum isipó colorado flores rojas aves (picaflor), insectos

Canavalia bonariensis poroto del aire, habas de las víboras flores rosado violáceas aves (picaflor), insectos

Cardiospermum grandiflorum cipó, globitos

frutos globosos, follaje verde claro, flores blancas

insectos

Cissus palmata uva del diablo follaje brillante, fruto negro azulado aves, insectos

Clematis montevidensis cabello de ángel, barba de viejo flores blancas insectos, aves

Heteropterys glabra mariposa flores amarillas, frutos rojos y dorados, puede poseer follaje rojizo

insectos

Ipomoea alba dama de noche flores blancas perfumadas que se abren al atardecer

mariposas nocturnas

Dolichandra unguis-cati uña de gato flores amarillas insectos

Passiflora caerulea mburucuyá, pasionaria flores blancas y azul violáceas, frutos anaranjados

aves, mariposas (espejitos, julia, claudia)

Solanum laxum jazmín de Córdoba, jazmín solanum

flores azul violáceo, frutos rojo anaranjados insectos

199

Nombre científico Nombre vulgar Atractivo Fauna que atrae Stigmaphyllon bonariense papa de río flores amarillas insectos, mariposas

(emparchada) Leñosas

Arbustos Nombre científico Nombre vulgar Atractivo Fauna que atrae Austroeupatorium inulifolium chilca de olor flores blancas

perfumadas mariposas

Calliandra parvifolia flor de seda flores rosadas aves (picaflor), insectos

Hibiscus striatus rosa de río flores rosadas grandes aves (colibrí)

Lantana montevidensis lantana flores rosado violáceo aves (picaflor), insectos, mariposas

Mimosa pigra carpinchera flores rosadas o blancas insectos

Sesbania punicea acacia mansa, ceibillo flores rojas insectos Palmeras

Nombre científico Nombre vulgar Atractivo Fauna que atrae

Syagrus romanzoffiana pindó, falso dátil, yeriba follaje y porte aves, mariposas (pintada del palmar, duende de las sombras)

Árboles

Nombre científico Nombre vulgar Atractivo Fauna que atrae

Allophylus edulis chal chal, kokú, picazú-rembiú

porte, cambios de colores en el fruto (amarillento-naranja-rojizo)

aves (zorzal, reina mora, celestino)

Blepharocalyx salicifolius

anacahuita, arrayán de las islas, mirta, mirto

follaje verde claro y flores blancas mariposas (polibio), aves

Citharexylum montevidense

tarumá, turumá, espina de bañado, blanco grande, coronillo colorado

follaje verde brilloso, flores amarillas y frutos rojos

mariposas (emparchada), aves

Enterolobium contortisiliquum

timbó, pacará, oreja de negro, chamba-nambí, timbó colorado, timbó cedro, timbó puitá

flores blancas, porte mariposas

Erythrina crista-galli ceibo, choipo, ibirá-iputezú, seibo, suiñandí, zunandi, zuiñunday

flores rojas, porte, consolida terrenos pantanosos

aves (picaflor)

Ficus luschnathiana agarrapalo, higuera, higuera brava, higuerón, ibapoy, ibapohí, guapoy

porte aves, mariposas

Inga edulis ingá, ingá-pitá, ingaí, ingá puitá, ingá colorado follaje y flores blancas

mariposas (marsia, bandera argentina), insectos

Lonchocarpus nitidus bugre, yerba de bugre flores rosado violáceas mariposa argentina

Luehea divaricata azota caballos, caá-ovetí, caibotí, sota caballo, Francisco Alvarez

flores rosadas insectos

200

Nombre científico Nombre vulgar Atractivo Fauna que atrae

Ocotea acutifolia laurel criollo, laurel de las islas

frutos que se destacan contra el follaje, porte aves

Pouteria salicifolia mata ojo, aguay, mal de ojos

follaje lustroso, copa globosa insectos

Salix humboldtiana sauce criollo, sauce colorado, ivirá pucu, walfiana, wayau

porte y follaje, flores amarillas y verdosas

aves (cabecita negra, jilguero, corbatita)

Sapium haematospermum

curupí, lecherón, pega pega follaje y flores amarillas aves

Sebastiania brasiliensis blanquillo, palo de leche follaje y flores amarillas insectos, mariposa marfil Solanum granulosum-leprosum fumo bravo, caá-ovetí flores azul violáceo y

follaje aves, insectos

Terminalia australis palo amarillo follaje y flores amarillas insectos

201

Ejemplos de aplicación de la propuesta de rehabilitación ambiental de las

riberas con técnica de fitorremediación

Caso 1: Arroyo Ortega

Se llevó a cabo un proyecto de rehabilitación ribereña en el arroyo Ortega, en la

cuenca media del río Matanza-Riachuelo (localidad de Monte Grande, partido de Esteban

Echeverría, provincia de Buenos Aires) para implementar parte de las medidas propuestas.

La localización del proyecto se eligió en base a la factibilidad de realización y a las

distintas oportunidades socioambientales identificadas.

Para la selección del sitio a recuperar en la cuenca media se trabajó durante 2013–

2014 en conjunto con la Subsecretaría Agencia para el Desarrollo Sostenible del municipio

de Esteban Echeverría y el Instituto Superior de Formación Docente y Técnica Nº35

―Profesor Vicente D‘Abramo‖ de la localidad de Monte Grande. Considerando la

información obtenida en los relevamientos de vegetación y calidad de ribera, se realizaron

muestreos de reconocimiento de algunos tramos disponibles en el arroyo Ortega y en el

arroyo Ing. Rossi (Figura 3-A), propuestos por la Subsecretaría. Luego de las recorridas,

debido a las condiciones de accesibilidad y seguridad personal se decidió trabajar en el

arroyo Ortega.

Figura 3-A. Área con potencial de rehabilitación relevada en los muestreos de reconocimiento en la cuenca media del río Matanza-Riachuelo (partido de Esteban Echeverría, provincia de Buenos Aires). (Fuente: Google Earth, 2013)

202

Una vez relevados estos tramos, se trabajó en conjunto con los alumnos de 3º año del

Instituto. Se realizaron dos encuentros. En el primero, se propuso el relevamiento de 18

sitios en un tramo del arroyo Ortega (Figura 3-B) y se explicó la metodología de aplicación

del ICRUM, de manera de orientar a los alumnos en el trabajo a campo. Se les solicitó que

procesaran los resultados obtenidos y, en base a ellos y su experiencia como vecinos de la

zona, que recomendaran sitios y medidas factibles para la aplicación de una propuesta de

rehabilitación. Luego de este encuentro, los alumnos y los docentes realizaron las salidas

de campo. En el segundo encuentro, los alumnos comentaron los resultados obtenidos y se

discutieron los posibles sitios a recuperar, junto con algunas medidas apropiadas para las

situaciones observadas.

Figura 3-B.Sitios relevados (n = 18) en el arroyo Ortega en la cuenca media del río Matanza-Riachuelo (partido de Esteban Echeverría, provincia de Buenos Aires). Referencias: puntos blancos = sitios relevados; línea amarilla = curso de agua. (Fuente: Google Earth, 2013)

De los 18 sitios relevados, la mayoría resultaron ser buenos (61%), seguidos de los

regulares (22%), muy buenos (11%) y por último sólo uno malo (6%) (Figuras 3-C y 3-D).

En los sitios de peor calidad se observaron distintos niveles de degradación, presentándose

dos situaciones: en un caso, sitios en la matriz periurbana, con tramos rectificados,

márgenes de taludes altos con escasa vegetación palustre y frecuente corte de césped,

ocasionalmente con presencia de basura dispersa y algunas áreas recreativas (Figura 3-E);

en el otro caso, sitios más alejados de la matriz periurbana, con canal y márgenes más

naturales, vegetación palustre más desarrollada pero con calidad del agua deficiente, con

evidencias de vertidos domiciliarios por presencia de espuma, materia orgánica en

203

descomposición, mal olor y basura (Figura 3-F).

De estos sitios, se seleccionó uno de calidad regular en el barrio El Jagüel (Figura 3-

G), que pertenece al caso de los sitios de la matriz periurbana y es representativo de las

características de degradación observadas (Figura 3-E). Este sitio fue seleccionado por su

ubicación y accesibilidad a pie, así como por sus características socio-ambientales (espacio

ripario adecuado, escasa cobertura de plantas palustres, acceso seguro al área, cercaníaa

áreas pobladas, entorno vecinal participativo y presencia de sitios recreativos). Dados estos

factores, este sitio presentó potencial de rehabilitación para uso recreativo y educación

ambiental, así como mayor probabilidad de éxito a largo plazo en el mantenimiento.

Figura 3-C. Valoración de los sitios relevados (n = 18) en el arroyo Ortega (cuenca media del río Matanza-Riachuelo, partido de Esteban Echeverría, provincia de Buenos Aires) según el ICRUM. Referencias: marcador azul = muy bueno; marcador verde = bueno; marcador amarillo = regular; marcador rojo = malo; línea celeste = curso de agua. (Fuente: Google Earth, 2013)

204

Figura 3-D. Recuento (%) del total de sitios relevados (n = 18) en el arroyo Ortega (cuenca media del río Matanza-Riachuelo, partido de Esteban Echeverría, provincia de Buenos Aires) según la valoración del ICRUM. Referencias: MB = Muy bueno; B = Bueno; R = Regular; M = Malo.

Figura 3-E. Sitios con potencial de rehabilitación en la matriz periurbana en la cuenca media del río Matanza-Riachuelo (partido de Esteban Echeverría, provincia de Buenos Aires). (Fotos: Eliana Melignani)

205

Figura 3-F. Sitios con potencial de rehabilitación alejados de la matriz periurbana en la cuenca media del río Matanza-Riachuelo (partido de Esteban Echeverría, provincia de Buenos Aires). (Fotos: Eliana Melignani)

Figura 3-G. Sitio seleccionado en el barrio El Jagüel en el arroyo Ortega (cuenca media del río Matanza-Riachuelo, partido de Esteban Echeverría, provincia de Buenos Aires) para implementar la propuesta de rehabilitación. Referencias: marcador naranja = sitio seleccionado; línea celeste = tramo del arroyo Ortega. (Fuente: Google Earth, 2013)

206

Para la elaboración de la propuesta de rehabilitación se trabajó en conjunto con el

Laboratorio Bio-Ambiental de Diseño de la Facultad de Planeamiento Socio-Ambiental-

Arquitectura de la UFLO de CABA. Para el proyecto se definió una transecta piloto de 100

m en una de las márgenes en la cual se propuso la rehabilitación de la vegetación palustre

nativa a través de la instalación de un borde perimetral de biorrollos vegetados.

Para la fabricación de los biorrollos se trabajó en conjunto con el Laboratorio de

Bioindicadores de la Facultad de Ingeniería de la UFLO de CABA. Allí se elaboraron

biorrollos de 15 cm de diámetro por 1,5 m de longitud. Se utilizó una red de polipropileno

(para darle mayor durabilidad) rellena con tierra y material vegetal seco, en la cual se

colocaron distintos ejemplares de las plantas palustres sugeridas anteriormente (Eichhornia

azurea, Schoenoplectus californicus, Typha latifolia) (Tabla 3-C) así como de otras

palustres nativas (Alternanthera philoxeroides, Hydrocotyle bonariensis, H. ranunculoides,

Polygonum punctatum, P. stelligerum, Smallanthus connatus). Se prefirió utilizar plantas

jóvenes (en vez de semillas o rizomas) para aumentar la probabilidad de éxito de

crecimiento y arraigo.

Las plantas se cultivaron en recipientes plásticos previamente a ser incorporadas a

los biorrollos. De ellas, fueron seleccionados los ejemplares de mejor crecimiento para

conformar los biorrollos. Para insertarlas se realizó un corte en el biorrollo y se plantó cada

ejemplar en forma directa. Se muestra el procedimiento en la Figura 3-H. Los biorrollos se

dejaron crecer por 90 días al aire libre y se mantuvieron húmedos hasta el momento de la

colocación (Figura 3-I). Los ejemplares de S. californicus resultaron ser los de mejor

adaptación a los biorrollos, mientras que los del género Hydrocotyle fueron los menos

exitosos.

Una vez preparados, los biorrollos se trasladaron a Monte Grande y se instalaron con

la ayuda de los integrantes del Laboratorio de Bioindicadores y de la Subsecretaría. Para

ello, se fijaron con estacas en la base y laterales, creando una estructura lineal continua

(Figura 3-J).

No fue posible realizar el seguimiento de la revegetación, ya que en la visita de

seguimiento a los 30 días de implantados los biorrollos se observó que fueron extraídos de

la zona en rehabilitación.

207

Figura 3-H. Procedimiento de confección de un biorrollo de polipropileno con plantas palustres. (Fotos: Laboratorio de Bioindicadores, Facultad de Ingeniería, UFLO)

Figura 3-I. Mantenimiento de un biorrollo de polipropileno con plantas palustres con raíces desarrolladas durante la preparación. (Fotos: Laboratorio de Bioindicadores, Facultad de Ingeniería, UFLO)

208

Figura 3-J. Procedimiento de instalación de los biorrollos de polipropileno con plantas palustres en el barrio El Jagüel (arroyo Ortega, cuenca media del río Matanza-Riachuelo, partido de Esteban Echeverría, provincia de Buenos Aires). (Fotos: Laboratorio de Bioindicadores, Facultad de Ingeniería, UFLO)

Caso 2: Riachuelo

Se llevó a cabo un segundo proyecto de rehabilitación ribereña en la cuenca baja del

río Matanza-Riachuelo (Riachuelo). Este proyecto se generó a partir de la experiencia del

proyecto de rehabilitación en Monte Grande. Al igual que en el caso anterior, la

localización del proyecto también se eligió en base a la factibilidad de realización y a las

distintas oportunidades socioambientales identificadas.

En este caso, la UFLO (Universidad de Flores) y la APrA (Agencia de Protección

Ambiental del Gobierno de la Ciudad de Buenos Aires) trabajaron en conjunto para la

revegetación de un área piloto a la altura de Puente Alsina sobre la margen de la Ciudad

Autónoma de Buenos Aires (Figura 3-K). Para llevar a cabo el proyecto, la UFLO y la

APrA trabajaron con la Escuela Nº2 D.E. 19 ―Dr. Genaro Sisto‖ del barrio de Nueva

Pompeya en CABA. Los biorrollos fueron elaborados en el Laboratorio de Bioindicadores

de la UFLO con el procedimiento de confección y mantenimiento descripto en el caso del

arroyo Ortega y se instalaron con la ayuda de los alumnos de la escuela. Para ello, el día de

la intervención se realizó una jornada taller relacionada a la temática ambiental en el área

piloto.En la Figura 3-L se observa una vista del área piloto en la visita de seguimiento a los

209

20 días de la intervención.

Figura 3-K. Sitio seleccionado en el Puente Alsina en el Riachuelo (cuenca baja del río Matanza-Riachuelo, margen norte CABA) para implementar la propuesta de rehabilitación. Referencias: marcador naranja = ubicación del sitio. (Fuente: Google Earth, 2013. Foto: UFLO)

Figura 3-L. Vista del área piloto a 20 días de la intervención. (Fotos: UFLO)

A diferencia del proyecto del arroyo Ortega, esta experiencia continúa en proceso,

con un monitoreo periódico por parte de alumnos y equipo de investigación del

Laboratorio de Bioindicadores de la UFLO. Se preveen más trabajos de investigación en el

área piloto, así como otros en laboratorio, para identificar otras especies aptas, incluyendo

también leñosas.

Discusión sobre las experiencias de los casos de aplicación

210

Una vez aplicadas las medidas de rehabilitación, existen numerosas limitaciones que

pueden influir en el éxito y resultado final del proceso de rehabilitación. Muchas de ellas

pueden preverse y otras serán resultados inesperados con los cuales será necesario lidiar a

medida que se monitorea el avance del proyecto. Entre ellas, se pueden mencionar (Cox et

al., 1996; Guida Johnson, 2015):

─ Recuperación de espacios abandonados y liberación de márgenes ocupadas: aceptación

local, conflictos sociales, conflictos de intereses económicos, disponibilidad de

presupuesto público.

─ Disminución de la superficie impermeable: aceptación local, conflictos de intereses

económicos, disponibilidad de presupuesto público.

─ Estabilización y protección de riberas: régimen de caudales y frecuencia de inundación,

variaciones climáticas, vandalismo.

─ Reconstrucción de meandros/canal: número y configuración de los meandros, nivel de

incisión del canal, ancho del canal, pendiente del talud y sinuosidad.

─ Regulación toma de agua: conflictos de intereses económicos.

─ Plantación/reforestación y manejo de especies nativas y exóticas: estado/calidad del

suelo y del agua, régimen de caudales y frecuencia de inundación, características de las

especies nativas, presión de herbivoría, características de las especies exóticas

competitivas y su potencial de recolonización, estado/calidad del banco de semillas,

manejo de operarios.

─ Uso de equipamiento urbano y separación de residuos: aceptación social, valores,

costumbres y actitudes.

─ Talleres y actividades de educación ambiental: participación social, opiniones, valores

y actitudes.

─ Control y tratamiento de efluentes: disponibilidad de inspectores, conflicto de intereses

económicos, disponibilidad de presupuesto público y privado.

─ Control de uso de pesticidas y fertilizantes y promoción de agricultura orgánica:

disponibilidad de inspectores, conflicto de intereses económicos, disponibilidad de

presupuesto público y privado, aceptación de cambios en prácticas de manejo agrícola.

─ Manejo ganadero: intensidad, duración y temporada de pastoreo, distancia de las

prácticas al curso de agua.

Para evaluar el éxito de los proyectos de rehabilitación en el arroyo Ortega y en

Riachuelo es necesario considerar un tiempo prudencial para la evolución de la vegetación.

Pero sí cabe comentar sobre los resultados obtenidos a corto plazo. Los proyectos piloto

211

establecidos en ambos sitios fueron apoyados y materializados por la gestión municipal

local, la participación de instituciones educativas locales y una universidad privada. Sin

embargo, el proyecto del arroyo Ortega no prosperó debido a acciones de vandalismo. Si

bien se habían evaluado las condiciones socio-ambientales del lugar previamente a la

instalación del proyecto, la diferencia con el proyecto del Riachuelo pudo deberse a la falta

de difusión local previa a la intervención para invitar a la participación y al ―manos a la

obra‖ del público y escuelas locales. El acto de vandalismo resalta la importancia de

involucrar a los residentes ya que, como dijo el Premio Nobel de Literatura en 1913

Rabindranath Tagore, ―no se cuida lo que no se ama y no se ama lo que no se conoce‖. En

la bibliografía se recalca con frecuencia la importancia de la participación social en los

proyectos de rehabilitación, en especial en el entorno urbano (Beierle & Konisky, 1999;

Braun & Shoeb, 2011; Gumiero et al., 2013; Herringshaw et al., 2010; Redmond, 2004;

Schanze et al., 2004; Tunstall et al., 2000; Vieira de Mello, 2011). En el trabajo de Tunstall

et al. (2000), los residentes locales le dieron importancia a la consulta pública y expresaron

que prefieren ser consultados sobre trabajos de rehabilitación en el río, en lo posible en

etapas tempranas del proyecto, de forma abierta y continua. Los sitios rehabilitados fueron

muy usados y valorados por el público local. Los residentes dieron su aprobación de los

trabajos de rehabilitación y consideraron que mejoró el ambiente local significativamente,

a pesar del costo relativamente alto. El público local juzgó el éxito en sus propios términos,

principalmente como beneficios recreativos, del paisaje y de la vida silvestre. La

investigación demostró que el contexto ambiental y social de los programas de

rehabilitación es significativo.

El trabajo de Tunstall et al. (2000) finaliza con varias reflexiones y lecciones

aprendidas de la experiencia. Para los responsables de manejo será necesario decidir qué

proporción de los recursos es posible destinar a tal efecto. Las consultas deben ser a

distintos niveles y utilizando diferentes mecanismos para brindar a la gente la posibilidad

de involucrarse de la forma que mejor les resulte. Los responsables de la gestión también

deben ser realistas sobre la cantidad de trabajo involucrado y la disrupción que causará al

describir los proyectos de restauración a los residentes locales, quienes pueden estar

impactados por el aspecto del sitio durante las etapas iniciales de labor. Al presentar las

propuestas, también es importante asegurarse de brindar expectativas realistas y que se

comprenden que los beneficios del proyecto son a largo plazo, de manera de evitar

decepcionar al público. Esto indica que es necesario informar al público periódicamente de

los avances y beneficios obtenidos, así como de los monitoreos posteriores.

212

Otros factores importantes que influyen sobre el éxito de los proyectos de

rehabilitación incluyen la comunicación y cooperación entre los distintos agentes de

manejo de los ríos, las ONG ambientalistas y los científicos, así como un enfoque

interdisciplinario riguroso (Buijse et al., 2002). Los miembros de la comunidad científica

debemos tener en cuenta que el manejo exitoso de los proyectos de rehabilitación requiere

de muchas otras habilidades más allá del conocimiento científico-técnico, como trabajar

con los distintos actores sociales interesados, cumplir con plazos de entrega, asegurarse

financiamiento, supervisar al equipo de trabajo y cooperar con los políticos (Gumiero et

al., 2013). Todos estos factores influyen decisivamente en el éxito del proyecto, e incluso a

veces resultan determinantes. Es por esto que, dada la situación del proyecto del arroyo

Ortega, es importante revisar prioridades y potencial de rehabilitación ribereña en la

cuenca Matanza-Riachuelo (Guida Johnson, 2015) antes de iniciar otro proyecto de

rehabilitación. En los sitios inaccesibles, poco usados o reconocidos por el público, generar

interés y apoyo para la rehabilitación puede ser problemático (Tunstall et al., 2010).

213

DISCUSIÓN FINAL Y CONCLUSIONES

En el Capítulo 1 de esta tesis, se estudió la vegetación y la calidad ambiental de las

riberas de cuencas urbanas y periurbanas de la llanura pampeana sometidas a

contaminación mixta, puntualmente la cuenca Matanza-Riachuelo y el frente estuarial del

Río de la Plata. Estos resultados indicaron los sitios más degradados, con mayor necesidad

de rehabilitación, así como las especies vegetales presentes en estas condiciones.

En el Capítulo 2, se utilizó parte de la información obtenida en el Capítulo 1

referente a la vegetación. Se eligieron dos especies de las presentes en los relevamientos, el

camalote flotante Eichhornia crassipes y el camalote arraigado Eichhornia azurea, con las

que se realizaron experimentos con dos metales pesados, cobre y cadmio. Estos metales,

frecuentes en los sitios contaminados de la cuenca Matanza-Riachuelo, fueron probados en

estas plantas en distintas concentraciones en agua (para el camalote flotante) y en suelo

(para el camalote arraigado). Se obtuvo así información sobre la tolerancia, acumulación y

distribución de estos metales en estas especies, información necesaria para utilizar estas

plantas en técnicas de fitorremediación.

Finalmente, al reunir estos resultados surgió una propuesta de rehabilitación

ambiental para las riberas de cuencas urbanas y periurbanas de llanura con impacto

antrópico que se desarrolló en la sección Propuesta de rehabilitación para las riberas de

cuencas urbanas y periurbanas. Por último, algunas de estas medidas, principalmente una

técnica de fitorremediación, se pusieron en práctica en dos casos de aplicación en la cuenca

Matanza-Riachuelo (Ao. Ortega y Riachuelo).

En el trabajo realizado en esta tesis, se investigó la calidad ambiental, conjuntamente

con la vegetación, de 88 sitios pertenecientes a cuencas de la llanura pampeana

(mayormente en la cuenca Matanza-Riachuelo y una sección del frente estuarial del Río de

la Plata). Estos sitios se hallan bajo presión antrópica, reflejada en un gradiente de

urbanización y distinto tipo de contaminación (tanto de origen doméstico como de

actividades productivas agropecuarias e industriales). Aquí se observó que, de forma

general, la calidad ambiental de las riberas fue mejor que la esperada para este tipo de

cuencas impactadas. Sin embargo, al evaluar por tramos se detectaron dos tendencias

opuestas:

Los sitios periurbanos y rurales (cuenca alta y media del Matanza-Riachuelo)

presentaron mejor calidad ambiental, aunque mostraron serias amenazas de avance e

214

invasión de especies exóticas, modificación del canal por profundización y

rectificación, y riberas con signos de intervención, presentando montículos y

socavamiento.

Los sitios con mayor densidad urbana, y a su vez de mayor actividad industrial (cuenca

baja del Matanza Riachuelo y parte del frente estuarial), fueron los de peor calidad

riparia. La degradación ambiental resultó fuertemente ligada a la presión de

urbanización, debido a las severas modificaciones del canal por rectificación, y de las

riberas, principalmente por impermeabilización, la escasez de vegetación y al impacto

de la contaminación mixta (doméstica e industrial).

Para la evaluación de la calidad ribereña se construyó un Indice de Calidad de Ribera

de Usos Múltiples (ICRUM), que resultó muy apropiado para el objetivo propuesto. Tiene

interesante potencial para utilizarse como herramienta de gestión ambiental, resultando

sencillo y rápido de aplicar, de bajo costo y mínimos coocimientos técnicos. La

información que brinda puede complementarse con la de índices de calidad de agua y/o de

otros índices que contemplen otros indicadores bióticos distintos de la vegetación para

brindar un panorama integral sobre la calidad ambiental del río. Sin embargo, para futuros

trabajos se recomienda una validación a campo, ya sea utilizando el mismo índice en otros

sitios semejantes, o bien utilizando otros índices en los mismos sitios a muestrear, en

ambos casos contrastando los resultados obtenidos con un análisis estadístico adecuado.

Un fuerte supuesto de los índices de evaluación ambiental es la utilización de sitios

de referencia. Estos sitios presuponen la medida de comparación, las condiciones

esperadas contra las cuales se contrastan los sitios a evaluar. Se espera que estas

condiciones reflejen la calidad ambiental óptima que deberían mostrar todos los sitios en

los aspectos evaluados. En este trabajo se encontró que los sitios de referencia dejaron de

ser indicadores de óptima calidad ambiental, mostrando, en forma incipiente, muchos de

los impactos hallados en el resto de los sitios estudiados. En las cuencas urbanas y

periurbanas de llanura, los ecosistemas prístinos u originales se han convertido en los de

menor impacto o menos modificados. Este trabajo plantea la necesidad de reformular el

concepto de sitios de referencia considerando sitios de mínimo impacto antrópico, o bien

recurrir a sitios de referencia fuera de las cuencas de estudio.

En el relevamiento de vegetación se encontraron dos tipos de paisajes

predominantes: uno de ellos fue el pastizal, ubicado en los tramos medio y alto de la

cuenca Matanza-Riachuelo, y el otro fue el bosque de ribera, situado en el tramo bajo de la

cuenca Matanza-Riachuelo y en el frente estuarial del Río de la Plata. En forma general, la

215

vegetación mostró ser un aspecto vulnerable a la gran degradación ambiental de origen

antrópico. La fuerte presencia de especies exóticas, y en particular de ciertas exóticas

invasoras como la acacia negra, ponen en riesgo los pocos relictos de ecosistemas

originales que aún quedan en las cuencas urbanas y periurbanas de llanura estudiadas.

En el paisaje de pastizal se detectó el avance de hierbas exóticas, asociadas a pasturas

y forrajes, es decir, a la actividad ganadera. En el bosque de ribera, se detectó una

importante incursión de leñosas exóticas, así como la disminución de grupos funcionales

nativos (leñosas y palustres). Dado que no todas estas tendencias pudieron respaldarse

estadísticamente, para futuros trabajos se recomienda un diseño de muestreo más

balanceado que ayude a validar lo observado a campo. El avance de especies exóticas,

tanto herbáceas como leñosas, pero principalmente estas últimas, resultó una característica

llamativa en los muestreos, por lo que se sugiere profundizar su estudio, de manera de

recolectar información necesaria para trabajar sobre medidas de control.

El conocimiento de la vegetación ribereña obtenido en la primera parte permitió

abordar una segunda etapa: se trabajó con dos especies seleccionadas de los relevamientos

a campo, Eichhornia crassipes (flotante libre) y Eichhornia azurea (arraigada). En ellas se

estudió el efecto de dos metales pesados, el cobre y el cadmio, presentes en los sitios más

contaminados de las cuencas estudiadas, con el fin de ser utilizadas en procesos de

recuperación de las riberas, aplicando técnicas fitorremediadoras.

En los bioensayos se observó que el camalote flotante (E. crassipes) y el camalote

arraigado (E. azurea) resultaron tolerantes al efecto de cobre y cadmio, a pesar de haberse

evidenciado efectos de toxicidad en ambos casos, en especial en E. azurea en el ensayo de

cobre. Dado que en algunos casos el apoyo estadístico no fue concluyente, para futuros

trabajos se recomienda aumentar el número de réplicas para definir mejor estas tendencias.

Ambas especies resultaron capaces de acumular altas concentraciones de ambos metales en

su biomasa, principalmente en las raíces. E. crassipes mostró una tendencia de mayor

acumulación de cobre o cadmio que E. azurea, mientras que la acumulación de cobre

mostró valores superiores que la de cadmio en ambas especies.

Un dato llamativo fue la escasez de trabajos locales comparables con los de esta

tesis. Si bien se trabajó con E. crassipes con algunos metales (Cr, Ni y Zn) en humedales

construidos, no se encontraron reportes de ensayos de laboratorio con cobre o cadmio. En

cuanto a E. azurea, no se encontraron trabajos nacionales ni extranjeros de ningún tipo.

Dado que ambas son especies nativas con gran potencial de aplicación en fitorremediación,

se sugiere ampliar y profundizar el conocimiento de sus habilidades de tolerancia y

216

captación de metales pesados, tanto en ensayos de laboratorio como en humedales

construidos.

Una de las estrategias ecológicas y costo-eficientes posibles para abordar el problema

de la contaminación ambiental mixta es la fitorremediación. La contaminación por metales

pesados es una de las más difíciles de remediar, ya que los metales no pueden ser

modificados o metabolizados por los organismos vivos, sino que sólo pueden ser

acumulados. El uso de dos plantas nativas, Eichhornia crassipes y E. azurea, constituye

una buena opción para la remoción de cobre y cadmio de aguas y suelos contaminados. En

este sentido, el camalote flotante y el camalote arraigado son ejemplos que contribuyen

tanto en el aporte de flora nativa, que favorece la recuperación de la biodiversidad asociada

al gradiente urbano-rural en los cursos de agua, como en el aporte a la remediación de la

contaminación de la zona riparia, por su tolerancia al stress y por su capacidad de

acumulación de metales pesados.

Finalmente, sobre la base de los resultados obtenidos en la evaluación ribereña y de

vegetación de los sitios de estudio, junto con los ensayos con camalote flotante y arraigado

sometido a distintas concentraciones de metales pesados, se elaboró una propuesta de

rehabilitación ambiental de zonas riparias para cuencas urbanas y periurbanas de llanura

sometidas a contaminación mixta. Esta propuesta incorporó una serie de medidas,

diferenciando según las distintas necesidades de rehabilitación de los sitios estudiados.

Puntualmente sobre las riberas se recomienda:

En el espacio ripario: eliminar obstáculos al libre flujo de agua, evitar la

impermeabilización, ocupación, relleno y acción erosiva del agua sobre las

riberas, mejorar y aumentar el espacio ripario adyacente al curso de agua, mejorar

y aumentar la conectividad entre el curso de agua y el ecosistema adyacente a través

de la liberación de márgenes ocupadas, la recuperación de espacios abandonados y la

disminución de la superficie impermeable; recuperar la naturalidad de las riberas,

estabilizándolas y protegiéndolas. a través de la disminución de la superficie

impermeable y la plantación de especies nativas; eliminar la acumulación de basura

en las riberas a través de la mejora en la gestión de residuos sólidos urbanos, la

incorporación/aumento de equipamiento urbano para la disposición, la promoción de la

separación y reciclado de los residuos urbanos y la implementación de talleres de

educación ambiental sobre residuos y contaminación ambiental.

En la vegetación riparia: evitar el corte excesivo de vegetación nativa en la ribera,

mejorando y aumentando la cobertura de plantas palustres, herbáceas y leñosas

217

nativas a través de la plantación directa, el manejo apropiado de la vegetación, la

incorporación de especies pioneras que faciliten la sucesión y la recuperación natural

de la vegetación y la inclusión de especies tolerantes al stress y acumuladoras de

metales, como E. azurea, entre otras.; eliminar la vegetación exótica en las riberas y

alrededores, disminuyendo la cobertura de herbáceas y leñosas exóticas a través del

manejo apropiado de la vegetación y la incorporación de especies (pioneras) nativas

que disminuyan la invasibilidad de los sitios y sus comunidades.

Parte de la propuesta de rehabilitación fue puesta en práctica en dos áreas piloto,

ubicadas en la cuenca Matanza-Riachuelo (Ao. Ortega y Riachuelo). En estas experiencias

se utilizó una técnica de fitorremediación que consiste en la instalación de biorrollos

vegetados con plantas palustres nativas, entre ellas E. azurea. En ambos proyectos se

incluyó la participación social activa, a través de la colaboración de entidades educativas

locales (terciaria y primaria) en las distintas etapas del proyecto: evaluación y selección del

sitio a rehabilitar (Ao. Ortega) e instalación de biorrollos (Riachuelo). La concreción de los

proyectos fue facilitada por la participación de entes gubernamentales (Subsecretaría

Agencia para el Desarrollo Sostenible de Esteban Echeverría y Agencia de Protección

Ambiental de CABA), así como de una universidad privada (UFLO). El proyecto del

arroyo Ortega finalizó por acciones de vandalismo. El proyecto de Riachuelo todavía sigue

en proceso, con monitoreos periódicos y buena perspectiva de éxito. Allí se realizan

trabajos de investigación por parte de la UFLO.

Los proyectos de rehabilitación situados en áreas urbanas y periurbanas deberían

considerarse primordialmente para el uso y beneficio de la comunidad local. Las acciones

correctivas a implementar están sujetas a la aceptación y uso consciente del público. Para

ello, es necesario involucrarlo en la participación activa, idealmente en todas las etapas de

los proyectos de rehabilitación, transmitiendo que ese lugar será un espacio propio de

recreación y aprendizaje, de esparcimiento y de contacto con la naturaleza. Para ello, la

realización de actividades como talleres de educación ambiental, foros de participación, o

distintos espacios para la expresión de opiniones, valores e intereses, entre algunos

ejemplos, resultan ámbitos de intercambio necesario para fomentar la valoración del

espacio público y de la naturaleza. La experiencia con el proyecto de El arroyo Ortega

recalca la importancia de continuar construyendo conciencia ambiental e involucrarnos en

las problemáticas locales que nos afectan como humanos y ciudadanos en nuestro entorno

ambiental urbano para conocer y cuidar nuestro patrimonio ambiental. Las probabilidades

de éxito son mayores con un enfoque ―bottom-up‖, es decir si empezamos por nuestro

218

entorno cercano y llevamos las inquietudes con una propuesta a las autoridades, en vez de

esperar a que ellas resuelvan la situación. El esfuerzo requerido vale la pena.

Otra lección aprendida del proyecto del arroyo Ortega es la necesidad de realizar un

seguimiento. El monitoreo y la evaluación del progreso y éxito/fracaso del proyecto de

rehabilitación permite identificar fortalezas y debilidades, adaptar o corregir el curso de

acción, de ser necesario, y construir nuevos proyectos sobre la base de la experiencia de los

anteriores.

La urbanización de cuencas conduce a cambios en los ríos en tres aspectos: (1)

simplificación geomórfica por reducción de la heterogeneidad de hábitat y la conectividad

con la llanura aluvial; (2) valor social disminuido por aspecto poco atractivo y evitar su uso

recreativo; (3) simplificación ecológica por disminución de la biodiversidad y las

funciones ecosistémicas. Dadas las numerosas restricciones de restauración de los ríos

urbanos, la meta más eficiente debería ser mejorar lo más posible estos tres aspectos.

Actualmente, los esfuerzos de restauración se centran en mejorar el aspecto geomórfico y

el valor social, pero no siempre el ecológico, que a su vez suele ser el más difícil de

recuperar (Bernhardt & Palmer 2007; Booth, 2005). Sin embargo, un manejo inteligente a

nivel de cuenca, con la aplicación de medidas apropiadas de bajo costo y alta efectividad

propuestas e implementadas por personal calificado, puede ayudar a superar esta dificultad,

haciendo posible obtener resultados satisfactorios en los tres aspectos de manera integrada

y lograr una mejor calidad de vida en las ciudades.

219

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